ipen - International Atomic Energy Agency

ipen AUTARQUIA ASSOCIADA À UNIVERSIDADE

DE SÂO PAULO

DETERMINAÇÃO DOS NÍVEIS DE RADIOATIVIDADE

NATURAL EM ÁGUAS UTILIZADAS PARA ABASTECIMENTO

PÚBLICO NO ESTADO DE SÃO PAULO

VOLUME I

JOSELENE DE OLIVEIRA

Tese apresentada como parte dos requisitos para obtenção do Grau de Doutor em Ciências na Área de Tecnologia Nuclear - Aplicações.

Orientadora: Dra. Barbara Paci Mazzilli

São Paulo 1998

INSTITUTO DE PESQUISAS ENERGÉTICAS E NUCLEARES Autarquia Associada à Universidade de São Paulo

DETERMINAÇÃO DOS NÍVEIS DE RADIOATIVIDADE NATURAL

EM ÁGUAS UTDLIZADAS PARA ABASTECIMENTO PÚBLICO

NO ESTADO DE SÃO PAULO


Volume I

Tese apresentada como parte dos requisitos para obtenção do grau de Doutor em Ciências na Área de Tecnologia Nuclear - Aplicações

Orientadora: Dra.Barbara Paci MazziUi

SÃO PAULO

1998

AGRADECIMENTOS

Ao- COYneXho- NaoCon/cü àe/ pe^vu/nx/ e/ Veiewvoh/Om&nto CCe^íftoo

^'^ e/ TeonAyló^íoO' (CNPq), pela/ oonceîcio- cie/ awun/ hdia/ de/ dcmtorado- no- paÃ4'

(Procej^nP 1^1539/93-3), iem/o/quâlo/re<iU/âç<lo-dêitè'trahx^

iído-pOüOvei/. Tamhém/aâ4Íeço-ao-IPEhJ, à/ComÀ4i$ão-de/p(H'-gra,dAA^;i.çáAy-, pelo-

OyCoUuM&nto- e/ pelo- OtvoentOvO:

Á favióiaçúo de/ Awiparo- òu P&iqu44<pi/ no EitaÂo de/ São POAALO-

CfAPESP), pela/ oow&eMão d/e/ um/ OM/ÛIÍ/O- à/ pe&qiu4U/ yu>- pa¿i- (Procedió

nP96/6763.9), qu/e/ permítÍM/ o/ ax;juÍ4fCção cie/ eqtupcMnentOi' e/ reo/êArJSjs^

n e c e i i í i r í o j ' iepara/çôei,' roÂÀoqvÚMWoa^ e/ medídué' ã/e/ rcuiíoatOvída4Íe/ vux^

á^^Á/O^ d/e/ ahxAêclmevxto eûdad/O^ vuy- Eito/do- de/ Sõopaulo-.

À Vro/. Lindou/ E.V.CcUdaî', Víretoro/ de/ Seguro/nço/ Nucleíw do

IPEN, pela/ oportunidcuíe/ de/ reixlÁ/ô-ção â/eütè/ trahvCünO, pelo/ compreendido e/

cítençdo iempre/dewiÀyn&trcidoi' ne^tè^'cm/yy de/conA/íA/êrioCa/.

J4 Vra/Mo/rio/ Hel&rvo/ de/ OliAfeíro/ Sampo/ com oarCnho. e/ ao

Sr.EãmÂlÔv\/'BoLmhalcLi' cio VepartXxm/ento ã/e/ApUocuçõe^ de' Té<mÁAM^ hltÁ<:le4xre^

cio IPEN, pela/ realX/^€içdo da^ medída^f dOi' tJãOrei^ de/ ^^^"Rw rua^ amostrai de/

á/^mx/ de/ abaît&cím/eô publico. Tcumhém/ contaría/ de/ aâdecer cun- Sry

PcwãoKdbertolíela/e/Peã/TOECU/ Aokí/, qae/forcvm/oy reipovviáAêí4'vioIPEN pelo

eitahelecímento do coyw&nio. Termo de/ Coop&ro/çâo Técmkx^-Cíentí/uxi/

MuUCdvicíplmur ¡^00^/92 - CNEN - iPEhJ - SA'&ESP Ontítulcida/ "AvwúU^^ de/

radÁAyatOvídade/ em/ m<Miavicíali' utüX/ôAoi' paro/ aha^teoímsnto púMíoo".

Aoi' Sry.Hóberüo ferreira/, Vcddomvro Límo/ doi' So/ntoy e/ Oicar

3 Carlos TíMton/, fun<UonúríoydArVepartiCim/e/¥\tode/Pl^^

do Interior cicv SA3ESP, pela/ realí/Ô/ção do/ campcmho/ de/ awuy^roj^^m/ da^

4, óg-tto*' deatüncudo/i' ao aba4ts<M^wer\to ptÁhUco no Eitado de/ São pcudo.

Goíturio/ de/ aâdeoer cwndo/ toda/ o/ cAyíahoraçãopre^tadioi/peloSry.McwrCeio

Soutto M ayor e/ A Imíro C aîí/omo füho, do Vepartam&nto de/ Plcvnejomento da/

COMISSÃO \ÍCiGN/:i GF PMERGIA WUCLFAP/SP IPt t

OperoLçã/y cio- Intieríor do/ SABESP, no- i&nttcio- oLc vío bíU or o- proceao- àe/

coletcn/ âioi^ amoítira^ cie/ ÓÍ^ÍM»/ e/ pelo- fornecd/mewto- de/ ín/brwtctçdei' técmco*'

pertX*ie*yte^ aoy U^tie^*ux/y (ie/ahu/^^

À Vro/An/nkarín/ Aurélio/ XOmmelimxMvn/ & Sílvo/ e/ o/ SrcuLúcía/

Helena/ cia/ SUâ/, cio- Centro- cie/ PeûÁAOüy de/ Á^ÍAXX^ SuhtèrrânecLi' (CEPAS),

Instituto- de/ GeoclênclcLy da/ UnOveriídtade/ de/ SõLo- Paulo-, pela/ recdú^cuçáo- cia/y

análOi&i' doy teor&y de/ cátíowy e/ âryion^ e^jpeî^xyoy via^ a/m/Oô/y de/ ÓLÛXH/ de/

aJyu^tscóm/ento- púMícO: QoytiarCa/ de/ o^cuiecer tOAinbém/ ao Vr.Uríel/ Vucurte/,

VOretOr áioy LahoratórCoy cio- CEPAS, por toda/ a/ oolahoraçcio- ci&itB/

depcurta¥n^r\XjO-vi&yie^qu/atroúlt^^ ã/e/p&yquiiyo/.

Com/ carOnho- e/ já/ com/ iOAJuáicude^, dy amCô/y SônCo/ Pratie^, Anxit/

ClóuAdía/ Perey e/ Vra/SrCgítte/ Ko^cano/ Soreo/nu/ Pececfuílo-, do- Vepcuta/m/&nto-

de/ KadXoproteçã/O- Amhíeintui/ do- IPEN, oompanheúro/y vie^te/ trahalho-, cfue/

realúâro/m/ ay medído/y alfa/ e/ hetO/ total/ da^y oumoytrcLy de/ Ó ^ M O / de/

ahxA/^:e<JÍ»ie¥\to, y&m/ a/y qwoú/y o/ aA/aXíaçãxr doy dadoy óbtOcioy ne^Co/ teê-

poderia/ ter yído- CncOmpUtia/.

Aoy Sry. Sérgio Satdtia/ e/ ToLdeu/ Vomingoy Locada/, cio-

Vepartxun&nto- de/ HadCoprot^ção- A mhí&ntaV do- IPEhJ, pelo- CUAÛIÍO- pre/^jodx)-

via/fíitroLçáAyãxxâAflnAyâ^de/á/îJM/.

Ao- oumÃ/^ Marcelo- 'Be^yo/ NOstO, cio- VeparCcLm/evvto- de/

Hadioproteção- Avnhíevtítal/ do- IPEN, por todo- apoio- téc*iíoo- e/ pelo-

compa/nhe^rvimo-.

À Adir Janete/ Qodoy doy Sa^vtoy, chefe/ do- ^rupo- â/e/

rcndi/Oc\uÁjmÁÀM/ do- Vepartzune^ntxy- de/ Had¿oprote.cao- A mhíe*\tal/ do- IPEN, por

toda/ a/ Uhercicide/de/trabalho-, toda/ at&*vção-e' compreemão-, todo- esforço- nO-

i&Wtíd/O- de/ tOTYUnr poníA/eb a/ r&cdí/jôu}do cio/y peûÁ/ya^ que/ v í j c m h / Omplemertítar

rotíneírcunevtíte/ viova/y metodologias de/ ieparaçcio- e/ medÀÂo/ cie/

rcuLíonMcUcieKn- em/ wi<xt)rí/¡^ ounbíe*)tiiU^ e/ modo; capcuUtar oy noaoy

laborcctóríoy

Ày anU^cLy Uoyane/ 3atta,^lOn/, Sandra/ "Regina/ Va*nattx>- Moreira/

e/Márcia/PCresde/Ca*npoy, (io-VepartXMnerito-de/RaxiUlproteç^

IPEN, pela/aAdhoraccUy, pre4f:aXA/i/ídade/e/íncer\^0'ã/eA»U)v\^

À Vro/Marlene/ fluj&y conv gratCddo, miníxa/ &)c/-prof&aora/ de/

faculdade/, cfu/e/dei^de/o-priAficipi/y inte/ínêrxXXôw o/realí/âr &yte/"iOv\}fio-de/yer

p&iquÁâdora/" e/ cfu/e/ a/credítbíncio- no/ wUnhu/ capacidade/, me/ trou/¡ce' para/

trabalhar jurvto- ¿Lela/ e/ da/ Vro/Sarhtira/ Ma/^'^filU/ no- IPEN, hoje/ mirCho/ atual/

oríervtouiora/.

À Vro/. "darbara/ Ma^^^üU/, minha/ oríevvtoidora/, Chefe/ do

Vepartarnev\toã/e/1ladÃ/Oproti&çáoAvnhier\^^ que/n&ytBS últÍ4vu>y anoy

de' conv ivênc ia ' foi/ ta>mhém/ educadxyra/, ày ve^&y mã^, peaoo/ na/ qual/ me/

eipelhei/ e/ düepOTftJteí/ gruAnde/ parte/ doy m/&u/y yorJhoy, da^y ¥ninha/y &jperança/y e/

evpecXxidÜ/â/y. É com/ Yruüüto/ graXidAo, carinho e/ orgulho, que/ hoje' olho- para/

trúye/vejo-o-quar\Xx)-v\óycre^ceAnnAyyjuv\ta/yne^je^ú^ anoy de/trahaXho-.

Aoy meuy pais, que/ ye/ e/ymeruram/ pela/ minha/ educaçõ/O e/

forma^ção, agradeço com/ amxir e/ grattcLão, porque/ eits/ foi o- único be*n/

mater{Aaque'foieiie¥icial/aomeu/ progreuo moral/e/Ontèlectuali cre^cOmento

e/eôluçá/O.

A todoy oy meuy amigoy, que/ no ãÁ/o/ d dlo/ contríhuÁrcufn/ com

pequenoy e/ grar\d/&y ge/ytoy, para/ que/ este/ yonhopud/eae/ ye/ tomar reaXidad/e/.

UM DIA, A TERNURA MOVERÁ O MUNDO

A Barbara, no presente À Marie Curie, de coração


EM ÁGUAS UTILIZADAS PARA ABASTECIMENTO PÚBLICO


Joselene de Oliveira

RESUMO

Este trabalho apresentou como objetivos a determinação das concentrações de

atividade de radionuclídeos naturais das séries do •' U e do ^^^Th na água de abastecimento

público do Estado de São Paulo. Para tanto, realizou-se um programa de amostragem que

se iniciou em 1994 e abrangeu 54% dos 574 municípios e distritos do Estado. Os locais

estudados correspondem aos sistemas de abastecimento público gerenciados rotineiramente

pela SABESP - Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo, que é a

companhia estatal responsável pela captação, tratamento e fornecimento de água potável à

população. As concentrações de atividade de ^^^Ra e ^^^Ra foram determinadas pelas

contagens alfa e beta total, respectivamente, de um precipitado de Ba(Ra)S04 em um

detector proporcional de fluxo gasoso de baixa radiação de fundo. As concentrações de

^^^Rn foram determinadas pelo método de detectores líquidos de cintilação. Foram

observadas concentrações até 235 mBq/L e 131 mBq/L para ^^^a e ^^^Ra,

respectivamente, enquanto que as concentrações de "^Rn alcançaram 315 Bq/L. De um

total de 452 amostras de água de abastecimento analisadas, em apenas 3 locais foram

observadas concentrações de atividade de ^^^Ra acima do limite de 0,1 Bq/L adotado pela

norma brasileira para a atividade alfa total na água potável. Estes resultados, entretanto,

estão abaixo de 1/50 do limite de incorporação anual específico recomendado para o ^^^Ra

pela Comissão Nacional de Energia Nuclear, se uma taxa de ingestão de 2L/d por pessoa

for considerada. Quanto às concentrações de atividade beta total, todas as amostras

medidas apresentaram concentrações de ^^*Ra inferiores à 1 Bq/L. Deste modo, concluiu-

se que o consumo destas águas não ocasiona nenhum risco adicional à saúde da população.

Com a finalidade de avaliar as doses recebidas pela população devido ao consumo das

águas estudadas, utilizou-se um cálculo dosimétrico conservativo e empregou-se os fatores

de conversão de dose sugeridos pela ICRP (International Commission on Radiological

Protection). Baseados nos dados obtidos, foram estimadas doses efetivas nos órgãos

críticos osso e estómago de até 0,3 mSv/a, 0,6 mSv/a e 3,2 mSv/a considerando-se a

ingestão de ^^^a, ^^^Ra e ^^^Rn, respectivamente, enquanto as doses efetivas

comprometidas alcançaram valores de 6x10'' mSv/a, 2x10"^ mSv/a e 3x10"' mSv/a para os

mesmos radionuclídeos. O risco de indução de câncer devido à ingestão destes

radionuclídeos também foi avaliado. No pior caso, um total de 1 câncer fatal (1 sarcoma 226 228

ósseo) por milhão de pessoas expostas foi previsto para a ingestão de Ra e Ra.

Considerando-se a ingestão de ^^^Rn, a maior incidência esperada para cánceres fatais no

estômago foi de 373 casos por milhão de pessoas expostas. Estas previsões sugerem que a

ingestão crônica de rádio e radônio nos níveis observados nas águas de abastecimento

estudadas, poderão resultar num acréscimo de até 0,2% e 8%>, respectivamente, no número

de casos de cánceres fatais acima da taxa de incidência natural observada na região sudeste

do Brasil.

DETERMINATION OF NATURAL RADIOACTIVITY

IN PUBLIC WATER SUPPLIES OF SÃO PAULO STATE

Joselene de Oliveira

ABSTRACT

This study aimed to determine the activity concentrations of natural occuring

radionuclides of the ^'^U and ^'^Th series in drinking water supplies of São Paulo State. A

sampling program was carried out, in order to perform this survey, starting in 1994 and

covering 54% of the 574 existing counties. The locations studied correspond to the public

water systems operated routinely by SABESP - Companhia de Saneamento Básico do

Estado de São Paulo, which is the state company responsible for collecting, treating and

supplying water. The activity concentrations of ^^^Ra and ^^^Ra were determined by gross

alpha and beta counting, respectively, of a Ba(Ra)S04 precipitate in a low-background gas-

flow proportional counter. The ^^^Rn concentrations were determined by liquid scintillation

method. Concentrations up to 235 mBq/L and 131 mBq/L were observed for ^^^a and

^^^Ra, respectively, whereas ^^^Rn concentrations reached 315 Bq/L. Of the 452 water

samples analyzed, a total of 3 presented activity concentrations for ^^^Ra above the limit of

0.1 Bq/L adopted by the Brazilian regulation for the gross-alpha activity in drinking water.

These resuhs, however, are below 1/50 of the annual limit of intake recommended for

^^^Ra by "Comissão Nacional de Energia Nuclear", if an ingestion rate of 2L/d per person

is considered. For the gross-beta activity, all the measured samples presented ^^^Ra activity

concentrations below 1 Bq/L. It is concluded that the consumption of such waters will not

imply in any additional heahh risk to the population. In order to evaluate the radioactive

doses due to the ingestion of these waters, a conservative dosimetric calculation was

carried out using dose conversion factors suggested by ICRP (International Commission on

Radiological Protection). Doses up to 0.3 mSv/y, 0.6 mSv/y and 3.2 mSv/y were estimated

for the critical organs, for the ingestion of ^^^Ra, ^^^Ra and ^^^Rn, respectively; while the

corresponding committed effective doses reached values of 6x10'^ mSv/y, 2x10"^ mSv/y

and 3x10"' mSv/y, for the same radionuclides. The lifetime risk of radiation-induced cancer

due to the ingestion of these radionuclides are also discussed. In the worse case, a total of 1

radium-induced cancer (1 bone sarcoma) was predicted per million of exposed persons, for

the ingestion of ^^^Ra and ^^^Ra. For radon, the higher incidence of fatal stomach cancers

found is 373 cases per million of exposed persons. These predictions suggest that cronic

ingestion of radium and radon at the levels observed in these supply waters would result

increases of fatal cancers rate up to 0.2% and 8%, respectively, above the background

incidence rate observed at southeast region of Brazil.

SUMARIO

Volume I

CAPÍTULO 1:

1. Introdução e justificativas 1

CAPÍTULO 2:

2. Estabelecimento de padrões de potabilidade para radioatividade em

águas de abastecimento público 11

CAPÍTULO 3:

3. Comportamento geoquímico, físico e radioquímico do rádio e do radônio

e sua relação com os elementos precursores 20

3.1. Abundancias dos isótopos naturais de urânio e tório 21

3.2. Comportamento geoquímico comparativo do urânio e do tório 21

3.3. Rádio 22

3.4. Radônio 29

3.5. Interpretação geoquímica da distribuição de rádio e radônio em águas subterrâneas..31

CAPÍTULO 4:

4. Rádio e radônio em águas subterrâneas e superficiais 35

4.1. Distribuição do rádio em água 35

4.1.1. Água de superfície 36

4.1.2. Água subterrânea 40

4.2. Distribuição do radônio em água 46

CAPÍTULO 5:

5. Avaliação dos efeitos na saúde 51

5.1. Deposição da energia ionizante 51

5.2. Estimativa das doses efetivas nos órgãos críticos e efetiva comprometida devido à

ingestão de ^^^Ra, ^^^Ra e ^^^Rn 56

5.3. Efeitos carcinogênicos 58

5.3.1. Estimativa do risco de câncer para radionuclídeos 59

5.3.1.1. Rádio 59

5.3.1.1.1. Osteosarcomas e carcinomas no crânio entre os pintores de relógios 62

5.3.1.1.2. Risco acumulativo devido á incorporação de rádio ao longo de toda a vida 66

5.3.1.2. Radônio 69

CAPÍTULO 6:

6. Parte Experimental 75

6.1. Localização e descrição das regiões estudadas no Estado de São Paulo 75

6.1.1. As grandes unidades geológicas do Estado de São Paulo 75

6.2. Coleta e preparo das amostras 81

6.3. Métodos Analíticos. 84

6.3.1. Determinação de e ^^^Ra pelas medidas alfa e beta total 84

6.3.2. Determinação de "^Rn por cintilação líquida 91

6.3.3. Determinação de cátions e ânions específicos nas amostras de água de abastecimento

por espectrofotometria de absorção atômica, fotometria de chama e cromatografía

líquida 93

6.3.4. Determinação do pH, da condutividade elétrica e do teor de sólidos totais

dissolvidos 94

CAPÍTULO 7:

7. Resultados e discussões 96

7.1. Concentrações de atividade de ^^^Ra, ^^*Ra e ^^^Rn nas águas de abastecimento público

do Estado de São Paulo 96

7.2. Resultados das medidas dos parâmetros físico-químicos e da composição química das

águas de abastecimento público estudadas 97

7.3. Compilação dos valores médios, mínimos e máximos dos níveis de radioatividade

natural e dos parâmetros físico-químicos observados nas amostras de água de

abastecimento da SABESP, por Unidade Regional de Negócio 98

7.4. Concordância com os padrões de potabilidade para radioatividade estabelecidos na

portaria n°36/GM 130

7.5. Estimativa das doses efetivas nos órgãos críticos e das doses efetivas comprometidas

devido à ingestão das águas de abastecimento público contendo radionuclídeos

naturais 131

7.6. Determinação das concentrações médias de ^^^Ra, ^^^Ra e ^^^Rn ponderadas pela

população nos sistemas de abastecimento público gerenciados pela SABESP no Estado de

São Paulo 132

7.7. Estimativa do rísco de câncer devido à ingestão de ^^^Ra, ^^^Ra e ^^^Rn presentes nas

águas de abastecimento público estudadas no Estado de São Paulo 135

CAPÍTULO 8:

8. Conclusões 140

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 144

Volume II

APÊNDICE A:

Distribuição do Estado de São Paulo em Zonas Hidrográficas 160

APÊNDICE B:

Resultados de Intercomparação 169

APÊNDICE C:

Concentrações de ^^^Ra, ^^^Ra e ^^^Rn nas amostras de água de abastecimento coletadas no

Estado de São Paulo 174

APÊNDICE D:

Localização dos pontos de amostragem 191

APÊNDICE E:

Determinação dos parâmetros físico-químicos nas amostras de água de abastecimento do


APÊNDICE F:

Determinação de cátions e ânions específicos nas águas de abastecimento público do

Estado de São Paulo/Parte 1 e Parte 2 235

LISTA DE TABELAS

TABELA 1. Exemplos das doses estimadas a partir do consumo de água

potável por 1 ano contendo alguns radionuclídeos emissores-alfa com

concentração de atividade de 0,1 Bq/L ou radionuclídeos emissores-beta

com concentração de atividade de 1 Bq/L 16

TABELA 2. Concentração de atividade correspondente à dose de 0,1 mSv

para vários radionuclídeos presentes na água potável, considerando-se o

consumo de água por 1 ano 17

TABELA 3. Concentrações de "^Ra e ^"Ra em águas de superfície - rios...37

TABELA 4. Concentrações de ^ Ra em águas de superfície - lagos 38

TABELA 5. Concentrações de "^Ra e ^ 'Ra em águas subterrâneas 41

TABELA 6. Concentrações médias de ^ Rn e percentual de utilização da

água de abastecimento público 49

TABELA 7. Fatores de conversão de dose nos órgãos do corpo obtidos após

a ingestão de 1 Bq de ^^Rn a partir da água 72

TABELA 8. Determinação dos níveis de radioatividade natural em amostras

de água de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Paraíba-IV 99

TABELA 9. Determinação de parâmetros físico-químicos em amostras de

água de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Paraíba-IV 99

TABELA 10. Determinação dos níveis de radioatividade natural em

amostras de água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixo

Tietê/Grande-IT 100


água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixo Tietê/Grande-IT 100


de água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixada Santista-LB....101


água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixada Santista-LB 101


de água de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Ribeira-LR 102


água de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Ribeira-LR 102


de água de abastecimento da Unidade de Negócio Litoral Norte-LN 103


água de abastecimento da Unidade de Negócio Litoral Norte-LN 103


de água de abastecimento da Unidade de Negócio Médio Tietê-IM 104


água de abastecimento da Unidade de Negócio Médio Tietê-IM 104


amostras de água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixo

Paranapanema-IB 105

TABELA 21. Determinação de parâmetros físico-químicos em amostras

de água de abastecimento da Unidade de Negócio Baixo

Paranapanema-IB 105


amostras de água de abastecimento da Unidade de Negócio Alto

Paranapanema-I A 106

TABELA 23. Determinação de parâmetros físico-químicos em amostras

de água de abastecimento da Unidade de Negócio Alto

Paranapanema-I A 106

TABELA 24. Estimativa das doses efetivas na superfície do osso e no

estômago e das doses efetivas comprometidas para indivíduos do público

devido à ingestão de água de abastecimento 132

TABELA 25. População residente atendida com abastecimento de água e os

respectivos índices de atendimento domiciliares urbanos nas 8 Unidades

Regionais de Negócio da SABESP estudadas no presente trabalho 134

TABELA 26. Concentrações médias de * ®Ra, " 'Ra e ^"Rn ponderadas pela

população residente atendida com água de abastecimento fornecida pela

SABESP 134

TABELA 27. Excesso de incidência de casos de osteosarcoma e carcinomas

no crânio por pessoa-ano, obtidos a partir da ingestão de água de

abastecimento no Estado de São Paulo 136

TABELA 28. Excesso de incidência de casos de cánceres fatais por pessoa-

ano, devido à ingestão de ^^Rn presente na água de abastecimento no


LISTA DE FIGURAS

Figura 1. E s q u e m a d e d e c a i m e n t o r a d i o a t i v o d o ^^^U 3

F igura 2. E s q u e m a d e d e c a i m e n t o r a d i o a t i v o d o ^^Th 4

F igura 3. E s q u e m a d e d e c a i m e n t o r a d i o a t i v o d o zssu 4

F igura 4. ApUcacao d a s r e c o m e n d a ç õ e s l i m i t a n t e s d a p r e s e n ç a d e

r a d i o n u c l í d e o s n a a g u a p o t á v e l , b a s e a d a n o n í v e l d e r e f e r e n c i a d e

d o s e d e 0,1 m S v 19

F igura 5. E s q u e m a d e t r a n s f e r e n c i a d e n u c l i d e o s - f î l h o s da s é r i e d o

238U e n t r e a s f a s e s s ó l i d a , i n t e r f a c e s ó l i d o - s o l u ç ã o e s o l u ç ã o 28

F igura 6. C o m p a r t i m e n t a ç ã o g e o t e c t ó n i c a d o E m b a s a m e n t o

C r i s t a l i n o d o E s t a d o d e S ã o P a u l o 76

F igura 7. P r i n c i p a i s f e i ç õ e s t e c t ó n i c a s d o E s t a d o d e S ã o P a u l o 78

F igura 8. D i s t r i b u i ç ã o p o l í t i c a d o s s i s t e m a s d e a b a s t e c i m e n t o d e á g u a

g e r e n c i a d o s p e l a SABESP n o E s t a d o d e S ã o P a u l o , e m U n i d a d e s

R e g i o n a i s d e N e g o c i o 82

F igura 9. F r e q u ê n c i a s d e d i s t r i b u i ç ã o d a s c o n c e n t r a ç õ e s d e ^^^Ra,

228Ra e 222Rn n a s U n i d a d e s d e N e g o c i o V a l e d o Paraíba(IV) e B a i x o

T i e t ê / G r a n d e ( I T ) 107

F igura 10. F r e q u ê n c i a s d e d i s t r i b u i ç ã o d a s c o n c e n t r a ç õ e s d e ^^^Ra,

2 2 8 R a e 222Rn n a s U n i d a d e s d e N e g o c i o B a i x a d a Sant i s ta (LB) e V a l e d o

Ribeira(LR) 108

Figura 11. Frequências de distribuição das concentrações de ^^^Ra,

2 2 8 R a e 222Rn nas Unidades de Negocio Litoral Norte(LN) e Médio

Tietê(IM) 109

Figura 12. Frequências de distribuição das concentrações de ^^^Ra,

2 2 8 R a e 222Ra ^as Unidades de Negócio Baixo Faranapanema(IB) e Alto

Paranapanema^IA) 110

Figura 13. Distribuição dos níveis de radioatividade alfa total nos

sistemas de abastecimento público da SABESP 114

Figura 14. Distribuição dos níveis de radioatividade beta total nos

sistemas de abastecimento público da SABESP 115

Figura 15. Correlação entre a concentração de 22^Ra(mBq/L) e a

atividade alfa total(Bq/L) na Unidade de Negócio do Vale do

Paraíba(rV) 122

Figura 16. Correlação entre a concentração de ^^^RafmBq/L) e a

concentração de magnésio(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do

Paraíba(IVÍ 122

Figura 17. Correlação entre a concentração de 2^^Ra(mBq/L) e a

concentração de sulfato(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do

Paraíba(IV) 123

Figura 18. Correlação entre a concentração de 2^^Ra(mBq/L) e a

concentração de cálcio(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do

Paraíba(IV) 123


concentração de 222Rn(Bq/L) na Unidade de Negócio do Vale do

Paraíba(IV) 124


atividade alfa total(Bq/L) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 124

Figura 21. Correlação entre a concentração de ^^^RaJmBq/L) e a

concentração de ^^^RnfBq/L) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 125

Figura 22. Correlação entre a concentração de ^^BRaJmBq/L) e a

condutividade elétrica(^S/cm) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 125

Figura 23. Correlação entre a concentração de ^^SRafmBq/L) e a

concentração de potássio(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 126

Figura 24. Correlação entre a concentração de ^^^Ra(mBq/L) e a

concentração de fluoreto(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 126

Figura 25. Correlação entre a concentração de ^^^RalmBq/L) e a

concentração de cloreto(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do

Ribeira(LR) 127


atividade alfa total(Bq/L) na Unidade de Negócio Alto

Paranapanema(IA) 127


concentração de sódio(mg/L) na Unidade de Negócio Alto


Figura 28. Correlação entre a concentração de ^^BRa^mBq/L) e a

concentração de sódio(mg/L) na Unidade de Negócio Alto


Figura 29. Correlação entre a concentração de 22^Ra(niBq/L) e a

atividade alfa total(Bq/L) na Unidade de Negócio Médio

Tietê(IM) 129

CAPÍTULO 1

/. Introdução e justificativas

Devido à presença de radionuclídeos naturais ou artificiais na biosfera

terrestre, o homem sempre esteve exposto às radiações ionizantes. Estes radionuclídeos

podem ser introduzidos nos compartimentos do ecossistema de várias formas, por vias que

englobam desde simples reações físico-químicas que ocorrem naturalmente na água, solo,

ar e biota até as atividades antropogênicas, as quais contribuem para um aumento relativo

das concentrações destes radioelementos no meio ambiente.

As linhas de pesquisa desenvolvidas na área de proteção radiológica,

conduzidas com o objetivo de se estudar os efeitos biológicos das radiações no homem,

acabaram por introduzir o conceito de detrimento, ou seja, a medida do dano total que

poderia eventualmente ser esperado por um grupo e seus descendentes, como resultado da

exposição deste grupo a uma fonte de radiação Esta nova fílosofia contribuiu para

aumentar o interesse pelas fontes naturais de radiação, suas variações e consequente

exposição da população, pois as fontes naturais transmitem as doses de radiação mais ahas

que a população recebe normalmente. A dose anual média decorrente de fontes naturais é

cerca de 2,4 mSv Este valor é usado como nível de referência para o "background" de

radiação natural e corresponde a 70% da dose anual média total que o homem recebe

proveniente, além da radiação natural, de testes nucleares, produção de energia nuclear, de

doses ocupacionais e atividades médicas.

As duas maiores fontes de radiação natural são o cosmo, que irradia as

pessoas continuamente através dos raios cósmicos e a biosfera terrestre, compreendendo

radionuclídeos que existem na crosta terrestre há bilhões de anos.

2

A exposição do homem à radiação pode ser de origem interna e externa. A

irradiação externa decorrente de fontes naturais ocorre tanto através da exposição a fontes

extraterrestres de radiação quanto aos radionuclídeos presentes na crosta, externamente ao

corpo humano; a irradiação interna ocorre através da exposição aos radionuclídeos naturais

presentes na crosta terrestre, que são incorporados pelo homem pela ingestão de água e de

alimentos ou pela inalação. É importante fazer esta distinção porque a radiação terrestre é a

maior fonte de irradiação natural, contribuindo com cerca de 85% para a dose média anual

recebida pela população (sendo 14% decorrente do '*°K, 17% das séries naturais do ^'^U e

do "^Th e 53% do radônio) Além disso, mais de 2/3 da irradiação natural ocorre

internamente.

Para se avaliar a dose de radiação recebida pela população toma-se

importante conhecer o comportamento do radionuclídeo de interesse ao longo de várias

vias de exposição até sua chegada ao homem. Através da quantificação de um

radionuclídeo em um determinado compartimento (ou compartimentos) de interesse, assim

como da definição dos hábitos de uma população, a dose de radiação pode ser calculada.

A dose de radiação natural recebida pelos indivíduos depende de uma série

de fatores tais como a altura acima do nível do mar na qual ele vive, a quantidade e o tipo

de radionuclídeo presente no solo local e a quantidade de radionuclídeos incorporada

através do ar, água e alimentos.

Nas últimas décadas, os estudos radiológicos em regiões de radioatividade

natural elevada tem sido intensificados visando verificar quais seriam os possíveis efeitos

biológicos no homem decorrente de exposições prolongadas a baixas doses de radiações

ionizantes, neste caso, devidas basicamente aos radionuclídeos naturais das séries do ^'*U e

do ^'^Th que tem meias-vidas relativamente longas. Nestas regiões, os teores de ^'^U e

^'^Th presentes no solo e em depósitos minerais são geralmente ahos e através de

mecanismos físicos e químicos de dissolução e lixiviação, estes radionuclídeos são

incorporados às águas subterrâneas que podem emergir com um nível considerável destes

elementos dissolvidos.

Os radionuclídeos naturais encontram-se frequentementente presentes na

água destinada ao abastecimento público^'''^^ Esses radionuclídeos encontram-se

associados à origem destas fontes de água e são pertencentes às três séries radioativas que

ocorrem naturalmente: a série do urânio (Figura 1), a série do tório (Figura 2) e a série do

actinio (Figura 3). Destes radionuclídeos, os elementos de maior interesse do ponto de

vista de risco à sáude são o rádio (Ra), o radônio (Rn) e o urânio (U). Os isótopos

pertencentes à série do urânio que podem ocasionar um risco à saúde devido a sua presença

na água de abastecimento são o "^U, o ^ " U, o ^^^Ra e o ^"Rn. Além destes radionuclídeos, 228

o Ra, que ocorre na série do tório, também pode ser encontrado na água potável e é

considerado muito importante do ponto de vista radiológico. Os demais radionuclídeos

presentes nas três séries radioativas naturais tem sido detectados em níveis muito baixos na

água potável. Recentemente, entretanto, concentrações consideráveis de ^'°Po foram

determinadas na água potável da Flórida

Hg 206 e.im

f-

TI210

_ 1,3 m

Pb214

26.8 m

0.04%

Bi 214

BSll9.em

0.7110-"/,

^ P b 210 3Q 22 o í-~IOO%.

TI 206

4,3 m

Po218

3,05 m #•0.01% ^

V P o 214

ifW 162 fs

5-10-'%

"^81210

5,0 d

Pb 206

stabll

#-100%

I Rn 222

lai 3.ed

A» 218

~ 2 i

RQ 2 2 6

jQ11600 0

Po 210

kS] 138.4 d

Figura 1. Esquema de decaimento radioativo do ^^*Í7 ^

I Pb 212 I I B 10.6 h

Po 216 0,15 s

Rn 220 • SS.6s

Ra 228 O B 5.7 a

" >

Irh 232

•^Ac 228

BD 6.13 h

Ra 224 I N 3.64 d

^ Th 228 2D ^ ' o

Tl 208 3,1 m

34.1%

Bi 212 60,6 m

Pb 208 stabil

Po212 0,3 | .i

Figura 2. Esquema de decaimento radioativo do Th 232rru (7)

TI 207

4,8 m

Pb 211

36,1 m

M

Pb207

stabil

Bi 215 7,4 m

- 1 0 0 %

BÍ211

2,15 m

/a-0.31%s^

» 7 %

Pc 215 1,8 ms

i - 5 - 1 0 - ' %

^ Po 211

0.52 s

A t 2 1 9 0,9 m

4 . 1 0 - %

^ R n 219

3.9 s

A t 2 1 5 ~ 1 0 0 , . s

Fr 223 22 m

- 1 M % \ 1.î%

"^Ro 223 11.4 d

Ac 227

D 2 2 o

/ ' - W . 8 % N ^

Th 231

25.6 h

^ T h 227

18.7 d

Pa 231 iJ-IO'a

U 2 3 5

7 IO-o

Figura 3. Esquema de decaimento radioativo do ^^^U^"^

5

OÔMISSÂC CE r:NERG!A N U C L E A R / S P

A água é uma das vias através da qual os radionuclídeos naturais, 226 222

principalmente Ra e Rn, são transferidos ao homem. Isto se deve ao fato destes

radionuclídeos serem os elementos das séries radioativas naturais mais comumente

encontrados nas águas subterrâneas e superficiais, devido às suas propriedades físicas e

químicas que lhes conferem altas solubilidades em água. O ^^^Ra (meia-vida de 1.622

anos) é formado quando ^^°Th emite uma partícula alfa, decaindo sequencialmente para

formar o gás ^^^Rn (meia-vida de 3,8 dias). Estes radionuclídeos são membros da série

radioativa natural do ^'^U e ambos, ^^^Ra e ^^^Rn, apresentam riscos radiológicos. De

acordo com a "United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation" -

IJNSCEAR(1988)^^\ devido ao comportamento metabólico do rádio ser similar ao do

cálcio, mais de 70% do ^^^Ra no corpo está presente nos ossos e a fração remanescente é

distribuída uniformemente nos tecidos moles. O "^Rn é considerado um radionuclídeo

critico devido à sua retenção nos pulmões na forma dos filhos ^'°Pb e ^^Vo, após a

inalação. Se a ingestão de água contendo altas concentrações de ^^^Rn e filhos é

considerada, os órgãos críticos são o estômago e os cólons ascendente e descendente do

intestino. Por isso, a determinação de ^^^Ra e ^^^Rn na água potável é de importância

primordial para prevenir algum dano à saúde associado a ingestão de água.

Até os dias atuais foram realizados muitos trabalhos sobre a determinação

de radionuclídeos naturais em águas minerais e destes, os mais estudados foram o ^^^Ra, o 22S 222 210 *

Ra, o Rn e o Pb, pois são os radionuclídeos das séries naturais que mais contribuem

para a dose no homem devido à ingestão de água Embora as concentrações de ^^^Rn

(meia-vida de 3,8 dias) presentes nestas águas sejam muito elevadas quando comparadas

com as de ^^^Ra (meia-vida de 1.622 anos), deve-se levar em consideração que o ^^^Ra

apresenta uma meia-vida relativamente longa e por isso é muito importante sob aspectos

radiológicos, principalmente quando se deseja realizar estudos da transferência de

radionuclídeos naturais existentes no meio ambiente para o homem. Além disso, dos

radionuclídeos que compõem as séries do ^'^U e do ^^^Th, os elementos que apresentam

maiores solubilidades em água são os isótopos de rádio e de radônio, enquanto que os

isótopos de urânio e tório encontram-se muito associados ao material sólido, sedimentos e

partículas em suspensão. O comportamento destes radionuclídeos na interface sólido-

líquido pode ser explicado pelas propriedades químicas intrínsecas destes elementos, por

6

reações físico-químicas e de adsorção, tão bem quanto pelo recuo das partículas alfa

produzidas durante o decaimento radioativo observado nestas séries.

Quanto à determinação destes elementos na água de abastecimento

destinada ao consumo pela população, somente em alguns países eles tem sido

regularmente controlados juntamente com a monitoração dos demais padrões de

potabilidade, existindo nestes casos, estudos quantitativos das doses recebidas pela

população e estimativas de risco associado à ingestão destas águas quando as mesmas

contém uma concentração apreciável de ^'^U, ^^Ra, ^^Ra e ^^^Rn, principalmente. Na

maior parte dos casos, a monitoração destes elementos se dá não somente devido à

existência de regiões que apresentam níveis de radiação natural elevada, mas, também,

pelo aumento das concentrações destes elementos nas fontes de água utilizadas para

abastecimento decorrentes das descargas de materiais radioativos no meio ambiente

ocasionadas pelas atividades humanas.

Devido a essas crescentes descargas, os padrões de potabilidade da água

estabelecidos pela "World Health Organization" - WHO e pela "Environmental Protection

Agency" - EPA foram questionados e revisados no que concerne aos níveis permissiveis

ou recomendados de radioatividade. Os radionuclídeos de interesse foram identificados

considerando-se aqueles presentes no ambiente natural e aqueles resultantes de atividades

humanas. Para radionuclídeos naturais, a EPA estabeleceu, inicialmente, o controle da

atividade alfa total, do e do ^^^Ra.

No Brasil, o Ministério da Saúde aprovou, na forma de anexo à portaria

n°36/GM^^*\ de 19 de janeiro de 1990, as normas e o padrão de potabilidade das águas

destinadas ao consumo humano, a serem observadas em todo o Território Nacional.

De acordo com essas normas, a água potável destinada ao abastecimento da

população humana deve atender às seguintes características de qualidade radioativa:

- O valor de referência para a radioatividade alfa total (incluindo o ^^^Ra) é de 0,1 Bq/L (um

décimo de Bequerel por litro).

7

- O valor de referencia para a radioatividade beta total é de IBq/L (um Bequerel por litro).

- Se os valores encontrados forem superiores aos referidos acima, deverá ser feita a

identificação dos radionuclídeos presentes e a medida das concentrações respectivas.

Nesses casos, deverão ser aplicados para os radionuclídeos considerados, os valores

estabelecidos pela Norma Experimental da Comissão Nacional de Energía Nuclear,

Diretrizes Básicas de Radioproteção (CNEN - NE 3.01) '• \ para se concluir sobre a

potabilidade da água.

A norma recomenda também a realização do levantamento geral em cada

Estado e no Distrito Federal, a fim de possibilitar o conhecimento dos níveis de

radioatividade dos corpos de água destinada ao abastecimento público em cada região,

dados que são praticamente inexistentes no Brasil. É importante ressaltar que os valores de

referência para radioatividade alfa e beta total estabelecidos como padrões de qualidade

radioativa para a água potável destinada ao abastecimento público na portaria n° 36/GM,

foram definidos a partir de valores de referência recomendados pela EPA nos Estados

Unidos e pelo WHO na Comunidade Européia.

Nos Estados Unidos, o órgão que regulamenta os valores de referência para

a água potável é a "Environmental Protection Agency" - EPA, que estabelece os níveis de

contaminação máxima recomendados (RMCLs) para poluentes em água potável.

Os RMCLs são padrões baseados no detrimento à saúde humana e levam

em consideração o impacto:

- da existência de grupos de indivíduos da população que são mais susceptíveis aos efeitos

adversos à saúde do que um aduho saudável considerado normal;

- da exposição de contaminantes presentes nos alimentos, ar e ambiente de trabalho que

podem contribuir para a carga corporal;

- de efeitos sinergísticos resultantes da exposição e/ou interação de dois ou mais elementos

contaminantes;

8

- da exposição à contaminação e dos níveis de carga corporal que podem alterar alguma

função ou estrutura fisiológica de forma a aumentar o risco de uma doença.

Além dos RMCLs, a EPA estabelece o chamado nível máximo de

contaminação (MCL), que é um padrão baseado na saúde humana mas que leva em

consideração, também, a análise custo-benefício. Os danos à saúde humana incluem os

efeitos carcinogênicos e não-carcinogênicos, fatais e não-fatais; o custo inclui diretamente

os danos à saúde bem como os gastos necessários para realizar a monitoração e tratamento

da água.

Segundo a norma americana estabelecida pela EPA, o nível máximo de

contaminação (MCL) para o ^^^BA e o ^^^Ra é igual a 5pCi/L(0,185 Bq/L), sendo o limite

de detecção correspondente a \pC\ñJ'^\

Para as águas de abastecimento que se localizam próximas de instalações

nucleares, a EPA estabeleceu, também, o controle da atividade beta e gama decorrente dos

radionuclídeos artificiais (principalmente ^^^I, ''"^Cs, ^"Cs, ^H, ^Sr e ^Sr). Esses critérios,

entretanto, não são importantes no caso das águas de abastecimento do Brasil, aonde a

principal fonte de radioatividade decorre de radionuclídeos naturais das séries do urânio e

do tório.

A utilização da atividade alfa total para a monitoração rotineira das águas de

abastecimento deve satisfazer os seguintes critérios:

a - seu valor deve ser tal que assegure que a contribuição dos radionuclídeos específicos

não irá acarrretar uma exposição que necessite de maiores considerações ou análises

adicionais;

b - seu valor deve ser suficientemente aho para garantir que a maioria das águas de

abastecimento destinadas ao consumo humano satisfaça tal valor de referência e portanto,

não haja necessidade de análises adicionais.

9

O valor recomendado de 0,1 Bq/L para a atividade alfa total satisfaz

plenamente o critério definido no ítem b. Entretanto, toma-se necessário assegurar que com

o avanço da tecnologia esse nível continue a satisfazer o primeiro critério, ao longo do

tempo.

Para examinar este aspecto, os radionuclídeos que potencialmente podem

contribuir para essa atividade total devem ser considerados individualmente. Cada

radionuclídeo emissor alfa presente na água potável pode acarretar um risco ao indivíduo

que se utiliza desta água que está relacionado com a ocorrência, concentração, população

exposta e taxa de risco individual.

O presente trabalho tem como objetivos estabelecer um banco de dados das

concentrações de ^^^Ra, ^^*Ra e ^^^Rn presentes nas fontes de água potável utilizadas para

abastecimento público no Estado de São Paulo, uma vez que estes são considerados os

radionuclídeos das séries naturais do U e Th mais críticos associados à mgestão de

água. Estes dados são praticamente inexistentes no Brasil e serão necessários para se

avaliar a dose de radiação e o risco decorrentes da ingestão destas águas pela população

considerada. Desta maneira, portanto, este trabalho também apresenta por finalidade

avaliar o detrimento no homem decorrente de exposições prolongadas a baixas doses de

radiações ionizantes em consequência da ingestão de água contendo radionuclídeos

naturais, por meio da estimativa das doses efetivas nos órgãos críticos, das doses efetivas

comprometidas e do risco associado ao consumo das mesmas pela população do Estado de

São Paulo.

Nas úhimas décadas, a determinação dos isótopos naturais das séries do

^'*U e do ^'^Th em matrizes ambientais tem tido ampla aplicabilidade. Os resultados

obtidos nestas pesquisas tem contribuído principalmente, para um melhor entendimento

dos processos geológicos que ocorrem na crosta terrestre, dos processos de transporte em

sistemas rocha-água e do comportamento físico-químico destes radionuclídeos em

ambientes variados.

A importância relativa dos processos físicos de recuo alfa e dos processos

químicos de troca-iônica, adsorção e precipitação no comportamento desses radionuclídeos

10

tem sido amplamente estudada e as duas maiores fontes de incertezas observadas em

sistemas rocha-água são decorrentes do desconhecimento de parte dos sólidos do aqüífero

e da composição total da solução.

Integrando a linha de pesquisa apresentada anteriormente, o presente

trabalho pretende estudar o comportamento geoquímico dos radionuclídeos naturais,

principalmente, ^^^Ra, ^^*Ra e ^^^Rn nas águas subterrâneas, correlacionando-se as

concentrações destes radionuclídeos com alguns parâmetros físicos e físico-químicos,

como a composição química destas águas e com a litologia do aqüífero onde se originam

as águas. Para tanto, serão analisados os parâmetros pH, condutividade elétrica, teor de

sólidos totais dissolvidos, temperatura da água e determinados os seguintes cátions e

ânions: Na", Ca'", Mg'", Mn'", Al^", Ba'", Si^", Ni'", Pb'", Cu'", Zn'", Fe total. Cr

total, F-, c r , N O 3 " , NO2", Bf, P04' ' , 8 0 4 ' ' .

11

CAPITULO 2:

2. Estabelecimento tle patlrões tle potabilitiade para a radioatividade em

águas de abastecimento público

A exposição à radiação ionizante pode causar dois tipos de efeitos à saúde:

efeitos para os quais a gravidade do dano é proporcional à dose e para os quais existe um

limiar abaixo do qual o efeito não ocorre, denominados efeitos determinísticos, e ainda,

efeitos para os quais a probabilidade de ocorrência é proporcional à dose recebida,

conhecidos como efeitos estocásticos, para os quais não existe nenhum limiar^'\

Devido ao fato dos diferentes tipos de radiação apresentarem mecanismos

distintos de interação com a matéria e dos vários órgãos e tecidos no corpo apresentarem

sensibilidade diferenciada à radiação, a "International Commission on Radiological

Protection" - ICRP, introduziu fatores de radiação e de ponderação para órgãos e tecidos

com a finalidade de tomar equivalente a medida dos efeitos adversos à saúde. A soma das

doses ponderadas recebidas por todos os órgãos e tecidos ào corpo determina o dano total

à saúde e é referida como dose efetiva. Além disso, quando os radionuclídeos incorporados

pelo homem podem persistir no corpo por algum tempo, a exposição resuhante pode se

extender por muitos meses e anos. A dose efetiva comprometida é a medida da dose efetiva

total inferida por um longo periodo de tempo seguido da incorporação de um

radionuclídeo. Esta medida de exposição é muito importante para a presente discussão, na

qual o termo dose irá se referir à dose efetiva comprometida, que é expressa em sievert

(Sv). O risco de efeitos adversos à saúde decorrente da exposição à radiação é função da

dose total recebida pelo homem, considerando-se todas as fontes. Uma estimativa de risco

(ou seja, a expectativa matemática) do número de cánceres fatais por toda a vida da

população em geral foi estimada pela ICRP como sendo 5x10"' por sievert. Isto não inclui

o risco adicional à saúde proveniente de cánceres não-fatais ou efeitos hereditários.

12

O nível de referência de dose efetiva comprometida recomendado é 0,1 mSv

a partir do consumo de água potável por um ano (WHO 1993) Este nível de referência

de dose representa menos que 5% da dose efetiva média atribuída anualmente ao

"background" de radiação natural. Abaixo deste nível de referência de dose, a água de

abastecimento é aceitável para o consumo humano e nenhuma ação para reduzir o

conteúdo de radioatividade desta água é necessária. Para fins práticos, os limites de

concentrações de atividade recomendados são 0,1 Bq/L para alfa total e 1 Bq/L para beta

total ^'°l Essses valores são consequentemente muito conservativos, pois foram derivados

considerando-se os emissores alfa e beta mais perigosos sob o ponto de vista radiológico

porque apresentam as maiores probabilidades de serem encontrados na água potável, o

' '^Ra e o ^°Sr, respectivamente.

Este nível de referência de dose efetiva comprometida de 0,1 mSv/ano,

recomendado pela ICRP a partir da ingestão de água potável, foi definido levando-se em

conta duas premissas:

- Todas as exposições devem ser mantidas tão baixas quanto razoavelmente exeqüível,

considerando-se os fatores econômicos e sociais (Princípio ALARA);

- O nível de referência de dose efetiva comprometida para o indivíduo do público não

deverá exceder mais que 10% do limite anual de dose a partir de uma única fonte. O

limite anual de dose efetiva comprometida para indivíduos do público estabelecido pela

ICRP a partir de todas as fontes é ImSv/ano.

É importante ressaltar que estes limites se aplicam a monitorações rotineiras

de corpos de água destinados ao abastecimento da população e não são aplicáveis a águas

contaminadas durante casos de emergência, envolvendo a liberação acidental de

radionuclídeos para o meio ambiente. Estas recomendações não fazem diferenciação entre

radionuclídeos naturais e artificiais.

Com o objetivo de aplicar os níveis de referência de dose na prática, é

conveniente expressá-los como uma concentração de atividade dos radionuclídeos

presentes na água potável.

13

1x10"* (Sv/ano)

730(L/ano) x FCD(Sv/Bq)

1,4x10""^ {SV/L)

FCD {SvIBq) (1)

onde:

FCD = fator de conversão de dose (Sv/Bq).

As doses associadas às concentrações recomendadas de atividade alfa total

(0,lBq/L) e beta total (IBq/L) para alguns radionuclídeos são apresentadas na Tabela 1.

Pode-se observar que para alguns radionuclídeos como o ' '^Ra e o ^Sr, a dose associada é

muito menor que 0,1 mSv/ano. Também pode-se notar a partir desta tabela, que se alguns

radionuclídeos tais como ' ' 'Th , "*Ra ou "°Pb fossem unicamente responsáveis pela

A dose no homem decorrente da presença de radioatividade na água potável

é dependente não somente da quantidade incorporada mas, também, de considerações

metabólicas e dosimétricas. Assim, os niveis de referência de concentração de atividade

assumem uma incorporação total de material radioativo a partir do consumo de 2 litros de

água por dia por 1 ano, e são calculados levando-se em conta o metabolismo de um adulto.

A influência da idade no metabolismo e as variações no consumo de água potável não

requerem uma modificação dos níveis de referência de concentração de atividade, pois

estes são baseados numa exposição por toda a vida e proporcionam uma margem de

segurança adequada. Considerações metabólicas e dosimétricas foram incluídas no

estabelecimento dos fatores de conversão de dose, expressos em sievert por bequerel, os

quais relacionam a dose expressa em sievert à quantidade (em Bequerel) de material

radioativo ingerido.

Os níveis de concentração de atividade correspondentes ao nível de

referência de dose de 0,1 mSv/ano, podem ser calculados para cada radionuclídeo de

interesse, utilizando-se os fatores de conversão de dose para o radionuclídeo em particular,

a partñ da seguinte equação:

Concentração de Referência (Bq/L) =

14

atividade alfa total de 0,1 Bq/L de ou pela atividade beta total 1 Bq/L, então o nivel de

referência de dose de 0,1 mSv/ano poderia ser excedido. Entretanto, esses radionuclídeos

geralmente representam somente uma pequena fração da atividade total. Além disso, uma

concentração de atividade elevada destes radionuclídeos deveria normalmente estar

associada a altas atividades de outros radionuclídeos. Isto poderia fazer com que se

aumentassem as concentrações de atividade alfa e beta total acima dos níveis de

investigação e provocar análises de radionuclídeos específicos. Desta maneira, os valores

de 0,1 Bq/L para atividade alfa total e 1 Bq/L para atividade beta total continuam a ser

recomendados como níveis limitantes para a água potável, abaixo do qual nenhuma ação

adicional é necessária.

RadionucUdeos emissores de partículas beta de baixa energia, tais como ' H

e ''*C, e alguns radionuclídeos gasosos ou voláteis, tais como ' ' ' R n e ^'^I, não são

detectados utilizando-se os métodos convencionais de medida alfa e beta total. Os valores

médios de atividade alfa total e beta total não incluem tais radionuclídeos e deste modo, se

a sua presença for suspeitada, técnicas especiais de amostragem e medida devem ser

utilizadas.

Deve-se observar ainda, que não se deve necessariamente assumir que o

nível de referência de dose foi excedido unicamente devido à concentração de atividade

beta total se aproximar ou ultrapassar o limite de 1 Bq/L. Isto pode ser resultado da

presença do radionuclídeo natural '" 'K, O qual representa cerca de 0,01% de todo o potássio

existente na crosta terrestre. A absorção do elemento potássio pelo homem é essencial e

está além do controle homeostático, ocorrendo principalmente a partir da ingestão dos

alimentos. Deste modo, a contribuição para a dose proveniente da ingestão de '" 'K presente

na água potável, com seu respectivo fator de conversão de dose muito baixo (5x10"^

Sv/Bq), deverá ser muito menor que de outros radionuclídeos emissores de partículas beta.

Este tipo de situação pode ser resolvido com a identificação dos radionuclídeos específicos

na amostra.

Quando as concentrações de atividade alfa total de 0,1 Bq/L ou beta total de

1 Bq/L forem excedidas, os radionuclídeos específicos devem ser identificados e suas

respectivas concentrações medidas. A partir destes dados, deve-se estimar a dose para cada

15

onde, C/ é a medida da concentração de atividade do radionuclídeo i e RCi é a

concentração de atividade de referência do radionuclídeo i que, a uma taxa de ingestão de

2L de água por dia por ano, irá resultar numa dose efetiva comprometida de 0,1 mSv

(Tabela 2).

Quando a presença de radionuclídeos emissores alfa e beta com aho fator de

conversão de dose é suspeita, esta expressão também pode ser utilizada se os valores de

concentração obtidos se aproximarem dos limites de atividade alfa total ( 0,1 Bq/L) e beta

total (1 Bq/L). Quando a somatória excede a unidade para uma única amostra, o nível de

referência de dose de 0,1 mSv/ano poderá ser excedido somente se a exposição a essa

mesma concentração medida ocorrer continuamente por todo o ano. Além disso, a medida

de concentração de atividade dessa amostra não implica por si só que a água não é

adequada para o consumo, mas isto deve ser visto como um nível de investigação fiitura e

uma nova amostragem desta água pode ser necessária.

Quando as concentrações de atividade alfa total e beta total de uma

determinada amostra de água potável se aproximarem ou excederem os limites previstos,

as autoridades competentes pelo fornecimento desta água à população devem procurar

alternativas viáveis para reduzir a dose recebida por este grupo de pessoas decorrente da

ingestão de água. Para se escolher uma ou mais medidas remediáveis, a estratégia de

busca deve inicialmente ser justificada e então, otimizada, de acordo com as

recomendações da ICRP com a finalidade de produzir um benefício líquido máximo. Essas

recomendações podem ser observadas, resumidamente, na Figura 4.

radionuclídeo observado e posteriormente, efetuar a somatória destas doses determinadas.

Se a expressão abaixo for satisfeita, nenhuma ação futura será necessária:

16

Radionuclídeo Dose (mSv)

Emissores-alfa (0,1 Bq/L)

""Po 0,045

0,006

0,016

0,130 2 3 4 ^ 0,003

0,003

0,04

Emissores-beta (1 Bq/L)

0,005

«'Sr 0,003

'«Sr 0,020 1 2 9 , 0,080 1 3 1 , 0,016

"*Cs 0,014

'"Cs 0,009

0,95

""Ra 0,20

«Nesta tabela foram considerados os fatores de conversão de dose do National Radiological Protection

Board, Committed equivalent organ doses and committed effective doses from intakes of

radionuclides, Chilton, Didcot, 1991* '

TABELA L Exemplos de doses estimadas a part ir do consumo de água potável por 1

ano contendo alguns radionuclídeos emissores-alfa com concentração de atividade de

0 , lBq/L ou radionuclídeos emissores-beta com concentração de atividade de IBq/L*

TABELA 2, Concentração de atividade correspondente à dose de 0,1 mSv para vários

radionuclídeos presentes na água potável, considerando-se o consumo de água por 1

ano.

Radionuclídeo Fator de conversão de

dose

(Sv/Bq)*

Concentração de Atividade

(Bq/L)

1,8x10" 7.800

5,6x10"' 250

*«Co 7,2x10"' 20

«"Sr 3,8x10"' 37

"Sr 2,8x10"" 5 1 2 9 , 1,1x10' 1 1 3 1 , 2,2x10* 6

""Cs 1,9x10" 7

'"Cs 1,3x10" 10

1,3x10* 0,1

"»Po 6,2x10' 0,2

""Ra 8,0x10" 2

"'Ra 2,2x10' 1

""Ra 2,7x10"' 1

1,8x10"* 0,1 2 3 4 ^ 3,9x10" 4 2 3 8 ^ 3,6x10" 4

5,6x10' 0,3

*Nesta tabela foram considerados os fatores de conversão de dose do National Radiological Protection

Board, Committed equivalent organ doses and committed effective doses from intakes of

radionuclides, Chilton, Didcot, 1991*^",

18

Existem dificuldades em se aplicar o nivel de referência de dose para derivar

as concentrações de atividade de ' ' ' R n na água potável. Estas dificuldades são decorrentes

da facilidade com a qual o radônio é liberado da água enquanto esta é maiupulada e da

importância da inalação como via de incorporação deste radionuclídeo. O simples fato de

agitar e transferir a água de um recipiente para outro fará diminuir o conteúdo de radônio

dissolvido na mesma. A amostra de água, se deixada em repouso, terá a quantidade de

radônio dissolvido diminuída em poucos dias e esta, por sua vez, se for fervida, terá o teor

de radônio removido completamente. Deste modo, é importante que a forma pela qual a

água é consumida seja levada em conta quando se avalia a dose resultante a partir da

ingestão. Além disso, o uso da água de abastecimento para outros fins domésticos irá

aumentar os níveis de radônio no ar, aumentando desta maneira, a dose por inalação. Esta

dose dependerá fortemente do uso doméstico da água e da maneira como a casa foi

construída. A forma de consumo da água, o seu uso doméstico e a construção das casas

variam amplamente em todo o mundo. Por isso, não é possível derivar uma concentração

de atividade para radônio na água potável que seja aplicável universalmente.

A dose média mundial a partir da inalação do radônio, proveniente de todas

as fontes, é cerca de ImSv/ano, e esse valor é quase a metade da dose total decorrente da

exposição à radiação natural. Em comparação, a dose global devido à ingestão de radônio

na água potável pode ser muito pequena. Entretanto, em determinadas situações, o risco da

inalação e da ingestão de radônio pode ser quase igual. Devido a este fato, e por causa de

poderem existir outras fontes de radônio gasoso dentro de uma casa, a ingestão não pode

ser considerada isoladamente das exposições por inalação. Todos estes fatores devem ser

avaliados pelas autoridades competentes quando se determina se o nível de referência de

dose de 0,1 mSv é adequado para uma região em particular, determinando-se uma

concentração de atividade que possa ser utilizada como limitante da potabilidade da água

de abastecimento.

19

Determinar as concentrações de

atividade alfa e beta total

Alfa total < 0,1 Bq/L ou

Beta total < 1 Bq/L

Alfa total > 0,1 Bq/L ou

Beta total > 1 Bq/L

Determinar os radionuclídeos específicos e

calcular a dose total

Dose < 0,lmSv

Agua adequada para o consumo humano;

nenhuma ação futura é necessária

Dose > 0,lmSv

Investigar e quando necessário, escolher uma alternativa para reduzir a

dose

Figura 4. Aplicação das recomendações limitantes da presença de radionuclídeos na

água potável, baseada no nível de referência de dose de 0,1 mSv.

20

CAPITULO 3:

3. Comportamento geoquímico, físico e raclioquímico do rádio e do radônio

e sua relação com os elementos precursores

Os principais radionuclídeos naturais presentes na crosta terrestre são

provementes das séries de decaimento do '^^U e do '^'Th, em decorrência da abundância

natural destes elementos.

O ' '^Ra é membro da série radioativa natural do ' '*U e o seu decaimento

produz o gás ' ' ' R n (vide série do "^U). Como já foi dito anteriormente, ambos " ^ a e

' " R n apresentam riscos radiológicos; o devido a sua capacidade de trocar com o

elemento cálcio presente na estrutura óssea e o ' " R n devido sua retenção nos pulmões na

forma dos filhos " "^b e "Vo.

Devido às suas meias-vidas relativamente curtas em relação àquelas de seus

precursores, os isótopos de rádio devem sua existência contínua na natureza aos isótopos

de urânio e tório. Deste modo, a distribuição do rádio na natureza reflete a distribuição dos

radionuclídeos precursores.

Assim, pode não ser essencialmente a química do rádio que determine em

quais minerais ele pode ser encontrado. Entretanto, a distribuição do rádio observada nos

materiais presentes na crosta twrestre e na sua superfície e ainda, as razões "^Ra/"*U

(assim como '"^Ra, "*Ra/" 'Th) mostram desvio do equilíbrio secular. Estes desvios, que

são muito marcantes na biosfera, indicam que os isótopos de rádio tem seu próprio

comportamento geoquímico, e que embora este seja função da concentração inicial dos

elementos precursores, é muitas vezes, independente dos mesmos.

21

' As características geoquímicas de um elemento estão amplamente relacionadas com a configuração eletrônica de seus átomos e consequentemente com a sua posição na tabela periódica: -Elementos litófilos(termo da classificação Goldschimidt's para elementos com afinidades por silicatos) são aqueles que prontamente formam íons com 8 elétrons no nível mais extenio(gnqx)S IA e IIA)

3.1. Abundancias dos isótopos naturais de urânio e tório

Urânio e tório são largamente abundantes na crosta terrestre quando

comparados com varios outros elementos; isto ocorre, em parte, porque como litófilos^

eles se concentraram na crosta terrestre

O tório que ocorre naturalmente consiste de um único isótopo, o '^'Th, com

uma meia-vida de 14.200 milhões de anos. O urânio natural consiste de dois isótopos,

''^U(meia-vida de 4.510 milhões de anos) e ''^U(meia-vida de 713 milhões de anos), com

abundancias relativas no presente momento de 99,27% e 0,72%, respectivamente.

3.2. Comportamento geoquímico comparativo do uranio e do tório

A geoquímica do tório é simplificada pela existencia de um único estado de

valência(+4), seu raio iónico de 0,99 Â, sua alta carga e sua falta de participação em

reações de óxido-redução. Devido ao fato do tório em solução ser um cátion muito

pequeno e akamente carregado, ele sofi'e interação com as moléculas de água e muitos

ânions. Deste modo, a química do tório em solução é inicialmente um estudo de seus íons

complexos.

O urânio ocorre nas rochas no estado de oxidação (+4), que é insolúvel em

água e geralmente se cristaliza, formando minerais primários.

Sujeito à condições oxidantes, tais como em ambientes próximos da

superfície, o urânio existe no estado (+6). Nesta valencia, o urânio forma complexos

solúveis de aha mobilidade, sendo pouco provável de se observar na natureza cristais

enriquecidos com urânio(+6), exceto em soluções muito concentradas. Em ambientes

redutores, o urânio pode precipitar como urânio(+4).

22

Em vários minerais recentemente formados presentes na crosta terrestre, U e

Th podem ser encontrados compondo sua estrutura. Quando expostos à percolação da água

subterrânea, o é oxidado ao solúvel e transportado como U O 2 " ' , U 0 2 ( C 0 3 ) ,

U 0 2 ( C 0 3 ) 2 ou como 1 1 0 2 ( 0 0 3 ) 3 " ^ , enquanto o Th"'* não é afetado por esta oxidação e

permanece próximo ou no local onde houve a remoção do urânio O tório poderia ser

transportado na forma coloidal, ou como material particulado, mas exposto à água

subterrânea iria precipitar devido ao baixo produto de solubilidade do T h ( 0 H ) 4 ,

aproximadamente 10'^^. Este processo é tão eficaz que mesmo o ' '"Th formado pelo

decaimento do ' '^U pode ser removido da solução em muitas condições ^^ \

3.3. Rádio

O rádio é o elemento de número atômico 88 na tabela periódica,

pertencendo ao grupo DA dos metais alcalino-terrosos. Os isótopos de rádio mais

abundantes na natureza são o "^Ra, um emissor alfa com meia-vida de 1.622 anos e o

"*Ra, um emissor beta com meia-vida de 5,8 anos. Estes nuclídeos são produtos de

decaimento das séries naturais do e do ' ' 'Th , respectivamente, e são os isótopos de

rádio de maior toxicidade do ponto de vista radiológico devido às suas meias-vidas

relativamente longas ^'^l

Uma diferença que deve ser observada entre "^Ra e "*Ra é a meia-vida dos

isótopos de radônio produzidos no decaimento (3,8 dias para o ' " R n e 55,6 segundos para

o "°Rn). O radônio é um gás nobre e como tal tende a se difiindir do local onde é formado

pelo decaimento do rádio ^'^l O "°Rn produzido pelo decaimento do "*Ra ou do "'^Ra,

decai rapidamente para elementos quimicamente reativos (polônio, chumbo e bismuto) e

deste modo, a difusão da radioatividade não é tão efetiva como no caso do ' " R n produzido

pelo

Além do "^Ra e do "^Ra, ocorrem naturalmente outros dois isótopos de

rádio que são emissores alfa, o ' " R a com meia-vida de 11,2 dias e o " ' 'Ra com meia-vida

de 3,6 dias. O ' " R a é um membro da série do " ' U e o " ' 'Ra é um membro da série do

" ' T h .

23

O rádio é um metal alcalino-terroso com propriedades químicas muito

semelhantes às do bário. O elemento apresenta em solução apenas o estado de oxidação +2

e devido ao seu caráter altamente básico, o ion divalente não é facilmente complexado.

Devido à sua baixa abundância natural (=10"^' g/L) na água de superfície, os sais de rádio

raramente atingem o seu produto de solubilidade ^'^. Por esta razão, as reações químicas

mais importantes que governam o comportamento do rádio são as de adsorção em

superfícies ativas e a co-precipitação com sais de cálcio e bário.

Nas rochas, a proporção natural de rádio é cerca de 10'*'g/g. O rádio é um

elemento litófilo, não formando minerais próprios, mas geralmente encontra-se muito

disperso e substitui outros elementos em minerais recentemente formados. O rádio

raramente ocorre sozinho e como regra é gerado pelo decaimento do urânio e do tório.

Assim, todos os minerais e rochas que contém isótopos naturais de U e Th apresentam

quantidades mensuráveis de rádio, dependendo da quantidade dos elementos precursores

inicialmente presentes nestes minerais.

Embora a concentração de rádio nas rochas seja muito baixa, alguns estudos

mostram que os fílhos do rádio estão mais concentrados em microfi-aturas e ao longo dos

grãos ^'^l A primeira etapa de separação do rádio da rocha que contém urânio é devida ao

fato do Ra"' ser um cátion grande (1,4 Â) em relação ao LT"* (1,04 Â), que é metaestável na

estrutura de minerais como a uraninita e a cofmita. A perda de rádio ocorre provavelmente

por difusão através do mineral hospedeiro para a camada de água, fícando fmalmente

adsorvido na superfície do grão em contato com a solução. Aparentemente, o átomo de

recuo que é emitido no decaimento alfa permite um aumento da mobilidade dos fílhos e

aumenta o processo de difusão do Ra"' no sólido.

O Ra"' é moderadamente solúvel na água natural, mas a presença de um alto

teor de sulfato favorece a sua remoção da água a partir da formação de cristais mistos de

Ba(Ra)S04 ou ainda, em águas com muito C O 2 , o rádio é removido como ( M , R a ) C 0 3 .

Concentrações elevadas de sulfato podem ocasionar a formação de RaS04, mas raramente

a quantidade de Ra"' é sufíciente para que o produto de solubilidade seja alcançado.

24

A solubilidade do rádio quase não depende das espécies amónicas em

solução e sabe-se que o rádio pode formar complexos com sulfato, mas não com

carbonato^'^\ O rádio é mais solúvel em águas que apresentam pH muito baixo ou muito

alto que naquelas com pH intermediário. A remoção de rádio da água pode ocorrer por

meio de reações de hidrólise, adsorção, complexação ou pela formação de sais insolúveis.

A coprecipitação com sais de bário é a mais comum, podendo acontecer , às vezes, a

coprecipitação com sais de cálcio, magnesio, ferro e manganês.

A formação de hidróxidos de ferro e manganês representa um mecanismo

importante da retirada de rádio da água. Estes precipitados podem se formar em vários

potenciais de redução e acidez na água subterrânea. Os óxidos de manganês são excelentes

carregadores de rádio ^'°^ e o hidróxido de ferro (III) pode concentrar até 400% mais rádio

• ( 3 1 )

que uranio ^ '.

O rádio ocorre como componente natural das águas subterrâneas num

intervalo de concentração bastante amplo. Embora o "^Ra, devido à sua meia-vida de

1.622 anos, seja considerado o isótopo de rádio mais importante em termos de

contaminação antropogênica, as águas naturais também contém outros três isótopos, o

"*Ra, o "'*Ra e o " 'Ra , porém em quantidades relativamente menores que o primeiro.

A ocorrência de rádio nas fontes de água de abastecimento é governada pelo

comportamento físico e quimico do urânio, do tório e do rádio nos aqüíferos e depósitos

superfíciais O urânio e o tório apresentam, geralmente, comportamentos muito

similares, exceto que o tório apresenta em solução apenas um estado de oxidação e é

praticamente imóvel a baixas temperaturas. As concentrações médias de "*Ra e de "^Ra

na água potável consumida pela população dos Estados Unidos são, respectivamente, 0,9

pCi/L (3,3 mBq/L) e 1,4 pCi/L (5,2 mBq/L) ^"l

Os processos que influenciam a transferência do rádio do sólido para a

solução se relacionam principalmente com a composição química da água. Concentrações

relativamente ahas de "^Ra foram encontradas em águas com salinidade elevada. Alguns

autores, estudaram o efeito do aumento dos teores de sólidos totais dissolvidos, em

particular o Ca'", no nível de em águas subterrâneas. Kaufman e Bliss^'''^ por

25 226 exemplo, encontraram um fator de correlação de 0,82 entre a concentração de Ra e os

sólidos totais dissolvidos (STD), indicando uma possível relação causa-efeito. Gilkeson e

colaboradores^''^ encontraram uma correlação de 0,74 entre os sólidos totais dissolvidos e a

concentração de "^Ra para águas com teores de "^Ra entre 0,004 e 0,9 Bq/L e STD entre

300 e 3.300mg/L. Cadigan e Felmlee^'^^ observaram que com o aumento da temperatura da

água subterrânea, a concentração de rádio diminui. Isto ocorre porque geralmente as águas

mais quentes apresentam alta concentração de íons sulfato. Chung^'^ observou também

uma correlação entre a concentração de "^Ra e a condutividade da água.

Baseado nestes estudos, podemos concluir que a concentração de rádio em

solução está mais relacionada com a composição química da água de que com a

concentração de rádio propriamente dita na rocha matriz. Altas concentrações de rádio

podem ser encontradas em águas em contato com rochas que contém pouco urânio, mas

que apresentam alta salinidade. O transporte do rádio da rocha para a água dependerá do

tipo de mineral, da distribuição do rádio entre os grãos do mineral, do tamanho dos grãos,

da freqüência de fraturas na rocha e outros parâmetros que afetem a superfície de contato

com a água.

A composição química da água afeta a extração de rádio para a solução de

diversas maneiras. Primeiramente, alguns cátions podem competir e trocar com o rádio e

outros cátions alcalino-terrosos na superfície de contato e no interior do mineral de acordo

com a reação:

S-Ra"' + M"" = S-M"" + Ra"'

onde S representa a superfície de contato.

Havlík e colaboradores^'^^ observaram que a extração de rádio de minérios

de urânio em solução cloridrica pode ser influenciada pela presença de alguns cátions,

diminuindo de acordo com a sequência K"> Na"> Li"> Ca"'> Mg"'> Sr"'> Ba"'.

Os ânions presentes na água também podem afetar a concentração de rádio.

A complexação de rádio em soluções de cloreto ou carbonato tem pouca influência na

solubilidade do rádio em águas subterrâneas. Por outro lado, a força iónica da solução pode

aumentar a solubilidade do sal, pois diminui a atividade das espécies iónicas em solução.

26

O sulfato pode influenciar sensivelmente a lixivia do rádio. Levins e

colaboradores^'^\ por exemplo, verificaram que pequenas quantidades do ânion sulfato

inibem a transferência do rádio para uma solução com alto teor de sais no processo de

mineração do urânio. Esse efeito, conhecido como efeito do ion comum, faz com que o

sulfato presente na solução diminua a solubilidade do precipitado de sulfato que contém o

rádio.

Nas águas em que o teor de sais dissolvidos é baixo e o período de contato

da água com a rocha é curto, nas quais se pode observar desequilíbrio entre os isótopos de

um mesmo elemento, os processos químicos não são suficientes para justificar a presença

do rádio. Nestes casos, o mecanismo de transferência da fase sólida para a solução pode ser

explicado pelo recuo do produto filho durante o decaimento alfa.

As partículas-alfa emitidas no decaimento dos radionuclídeos de meia-vida

longa das três séries naturais do " 'Th , "^U e " ' U apresentam energias entre 4 e 6 MeV.

Os filhos desses decaimentos alfa recuam em um sólido com energia proporcional à razão

de suas massas em relação a massa da partícula alfa (= 90 keV) e, se estiverem próximos

da superfície, poderão escapar do sólido.

A Figura 5 ilustra uma seqüência detalhada dos possíveis processos de recuo

na interface sólido-solução para a série de decaimento do "^U ao incluindo

nuclídeos no sólido, na solução e nuclídeos em posição adequada para a troca química

(interface).

Como mostra a Figura 5, a fi-ação |.i é a fi-ação do produto de decaimento

alfa que entra diretamente pelo processo de recuo na solução a partir do sólido e no

remanescente existe uma fi-ação f, que é a fi-ação que migra para a superfície e está pronta

para a troca química. A determinação das fi-ações n e f é difícil, mas sabe-se que a ordem

de grandeza das duas é a mesma (= 10^) '" l

Do ponto de vista físico-químico, sabe-se que o urânio e o rádio são bem

mais solúveis em águas subterrâneas do que o tório, o actinio e o protactínio. Assim, no

27

OOM1£S£0 UCONAL DE ENERGIA NUCLEAR/SP ÍPEI

modelo da Figura 5, os isótopos de tório ejetados pelo decaimento alfa para a solução,

voltam rapidamente à superfície sólida onde são adsorvidos irreversivelmente.

As condições físico-quimicas na água subterrânea variam da região mais

proflinda à mais superficial. De condições redutoras (em profimdidade) à condições

oxidantes (na superficie), a taxa de intemperismo do urânio em minérios aumenta. Na água

subterrânea que percola a zona superior de oxidação, o acúmulo de rádio é particularmente

proeminente. As razões para este acúmulo próximo da superficie são as seguintes:

- como os óxidos de Fe e Mn precipitam, o Ra-adsorvido é co-precipitado;

- águas profimdas geralmente contém grandes quantidades de CO2 e bicarbonato, que

escapam quando a pressão da água atinge a pressão atmosférica. Esta perda de CO2 leva à

precipitação dos carbonatos de Ca'" e Mg'", carregando novamente, o Ra com eles.

28

Sólido Interface

" ' R a i ^ • " ' R a ,

Figura 5. Esquema de transferencia de nuclideos-fîlhos da série do ^^^U entre as fases

sólida, interface sólido-solução e solução. As setas cheias representam decaimento a e

as setas pontilhadas representam decaimento P; nefforam explicadas anteriormente no

texto ( 4 0 )

2f

3.4. Radônio

Existem três isótopos naturais de radônio, o ' " R n (meia-vida de 3,8 dias), o

"°Rn (meia-vida de 55,6 segundos) e o '^^Rn (meia-vida de 3,9 segundos). O " ' R n é um

membro da série radioativa natural do "^U, o "°Rn pertence à série do " ' T h e o "^Rn é

um produto de decaimento radioativo do " ' U . Do ponto de vista radiológico e ambiental, o

' " R n é o isótopo mais importante, uma vez que as meias-vidas do "°Rn e do "^Rn são

muito curtas. Desta maneira, o " ' R n é comumente referido como radônio; seus produtos

de meia-vida curta são o '^*Po, o " ' 'Pb, o "' 'Bi e o '^''Po, enquanto os produtos de meia-

vida longa são o ""Pb, o "°Bi e o "°Po.

O radôruo é um gás nobre, quimicamente inerte. Devido a ausência de

reatividade, nenhum mineral ou composto de radônio é definitivamente conhecido e graças

ao fato de apresentar um raio atômico grande, o gás é facilmente adsorvido em substâncias

como o carvão e a sílica-gel, sendo favoravelmente solúvel em meio aquoso. Sua

solubilidade em água é 230 cm'/L à 20°C ^ \ Em um ambiente fechado, como no interior

das residências, o fator de transferência do ' " R n da água potável para o ar foi estimado em

lO", ou seja, para uma concentração de ' " R n de 10.000 Bq/m' em água, haverá 1 Bq/m' de

' " R n no ar ( ').

O radônio é produzido no solo pelo decaimento radioativo de seus

precursores, urânio, tório ou rádio presentes nos minerais e nas rochas. Este processo

geralmente transfere o radônio para o ar e a água em contato com os espaços porosos do

solo por recuo alfa '' l A quantidade de radônio produzida pelo decaimento dos

precursores presentes nas rochas e minerais, assim como, os mecanismos de transporte,

determinam a quantidade de radônio dissolvido na água subterrânea presente num aquifero.

Geralmente, as maiores concentrações de " ' R n observadas em água subterrânea ocorrem

em aquíferos associados à rochas cristalinas. Isto ocorre devido ao fato de muitas vezes, os

granitos apresentarem ahos teores de rádio. Rochas como o basalto apresentam

normalmente baixas concentrações de rádio, enquanto rochas sedimentares e metamórficas

tem teores intermediários.

30

As propriedades gasosas do radônio podem levar a um processo disruptivo

no comportamento ambiental e na migração dos últimos membros das séries do "^U, " 'Xh

e " ' U . Deste modo, os isótopos de radônio destas séries freqüentemente não estão em

equilibrio secular com seus produtos de decaimento em efluentes líquidos ou em amostras

ambientais.

As concentrações de ' " R n presentes na água subterrânea podem variar de

acordo com a estação e com a temperatura '* \

Altos mVeis de radônio podem existir em águas subterrâneas originárias de

aqüíferos associados a formações graníticas A atividade de ' " R n nas águas superfíciais

é geralmente muito baixa, pois como a pressão parcial do radônio no ar é muito pequena, o

radônio presente na água subterrânea é rapidamente liberado quando esta alcança a

superfície.

Em sistemas fechados, para uma escala de tempo maior que 1 mês, o

comportamento geoquímico do radônio é a mesmo de seu precursor, o rádio. Deste modo,

se não houve nenhum processo de separação, a amostra contendo "^Ra irá produzir uma

quantidade de ' " R n em equilíbrio em cerca de 20 dias, correspondentes à 5 meias-vidas do

Rn. Neste caso, o radônio é dito estar "suportado pelo rádio".

Devido às suas propriedades específicas, o que inclui a não-reatividade e a

forma gasosa, uma separação marcante dos produtos da emanação do ' " R n pode ser

esperada. Entretanto, devido às meias-vidas relativamente curtas de todos os isótopos que

emanam, a migração destes é muito limitada. A partir de vários estudos de difiisão • 222

realizados com o Rn, pode-se concluir que nos meios porosos e nas águas com pouca

agitação ou turbulência, o processo de difiasão não pode mover o radônio além de 8 metros

da origem.

O escape do radônio a partir dos sólidos tem sido estudado por muitos

autores. Vários termos, tais como "poder de emanação" e "coeficiente de emanação", têm

sido aplicados a este fenômeno. Todos os termos se referem à percentagem do radônio

total produzido que escapa do sólido. Praticamente todo o radônio produzido pode decair

31

dentro do retículo cristalino dos sólidos ou nos espaços porosos dentro dele. O escape do

radônio dos sólidos ocorre principalmente por recuo direto, recuo indireto ou difusão. No

interior dos grãos do sólido, o átomo de radônio recua percorrendo uma distância de 20 à

70 r|m ou cerca de 200 à 700 camadas de átomos de silício.

Tanner em suas pesquisas, examinou os mecanismos de recuo e difusão

com maiores detalhes, observando que contribuem muito pouco para a poder de emanação

do radônio. Este autor observou que um percentual de emanação apreciável do radônio é

proveniente do rádio distribuído nas camadas secundárias ou nas camadas superficiais dos

cristais dos minerais hospedeiros. Outro autor, Starik concluiu a partir de experimentos

com lixiviação, que os recuos sucessivos e o intemperismo natural levam o rádio ás

superfícies das capilaridades e interstícios inter-granulares, originando um escape mais

efícaz do radônio dentro do solo.

3.5. Interpretação geoquímica tia tlistribuição de rádio e radônio em águas

subterrâneas

As concentrações de " ^ a , "*Ra e " ' R n nas águas subterrâneas variam

amplamente. Essa variação encontra-se, na maior parte das vezes, relacionada aos

processos de interação entre as rochas de um dado aqüífero e a água subterrânea em

contato com as primeiras. Nestas águas, o desequilíbrio geralmente observado entre os

isótopos " ' R a e "^Ra, assim como entre " ' R a e " ' R n , sugerem que o recuo alfa é um

processo responsável pela transferência do rádio e do radônio da fase sólida para a fase

aquosa. Uma vez em solução, as concentrações de rádio são controladas pelas reações de

adsorção e desorção com as superfícies das rochas que compõe o aqüífero ou em alguns

casos específicos, como no caso de águas subterrâneas com altos teores de sulfato e

carbonato, pelo processo de co-precipitação do rádio com estes sais. Existem muitas

discrepancias na literatura no que diz respeito à distância que o rádio pode migrar na água

subterrânea, geralmente devido ao fato de as altas razões de atividade de " ' R n / " ' R a

observadas em poços profiindos e em águas geotermais poderem ser interpretadas de

maneiras diferentes. As análises de isótopos de rádio e tório na água subterrânea podem

fornecer um meio de estimar uma adsorção local de rádio em um dado sistema e ainda de

se avaliar o efeito dessa adsorção na migração do rádio. Além disso, as determinações das

32

concentrações de rádio e de outro metais alcalino-terrosos como o bário, o cálcio e o

magnesio, podem fornecer uma maneira de diferenciar relativamente os processos de

transferência físicos dos químicos.

226

Os isótopos de rádio de maior importância na água potável são o Ra e o

"*Ra. Embora eles constituam o mesmo elemento, seu comportamento nos sistemas rocha-

água pode ser bastante diferente. A primeira diferença a ser notada é que estes

radionuclídeos pertencem a séries de decaimento diferentes. O " ' R a é o quinto membro da

série do e decai por emissão alfa. Devido ao fato do U formar complexos solúveis em

soluções oxidantes, particularmente com carbonatos, ele pode ser transportado pela água

subterrânea. Em condições redutoras, o U precipita a partir da água subterrânea e se

concentra em depósitos secundários. Assim, as concentrações de " ' R a na água subterrânea

podem variar amplamente e podem ser bem altas próximas a locais onde há

enriquecimento de urânio.

Em contraste, o "^Ra é o segundo membro da série de decaimento do " ' T h

e decai por emissão beta. O Th é extremamente insolúvel e não está sujeito á mobilização

na água subterrânea. Como resuhado, as concentrações de "^Ra são diretamente

controladas pela distribuição do Th nos sólidos do aqüífero e estes níveis geralmente não

variam muito dentro do mesmo. Nos locais onde não há enriquecimento secundário de U, o

"^Ra é geralmente o isótopo de rádio predominante em solução, devido principalmente à

alta abundância natural do Th em relação ao U.

Uma segunda diferença que afeta a distribuição dos isótopos de rádio na

água subterrânea são as meias-vidas, 5,8 anos para o "^Ra e 1.622 anos para o " 'Ra . Em

condições onde o fluxo de água subterrânea é em média 0,3 m/dia, o "^Ra poderia decair à

zero em cerca de 30 anos (5 meias-vidas), o que representa uma distância de poucos

quilômetros. Deste modo, normalmente o transporte de Ra é extremamente limitado na

água subterrânea.

Estudos com a finalidade de interpretar as relações naturais entre isótopos

de rádio na água subterrânea foram realizadas no aqüífero originário em depósitos elásticos

na planície costeña da Carolina do Sul (EUA). As relações entre os dois isótopos de rádio.

33

respectivamente das séries naturais do " ' T h e "^U ("*Ra e " ' R a ) e entre pai e filho ( ' "Ra

e " ' R n ) foram examinadas com o objetivo de determinar os mecanismos de controle das

atividades absolutas e relativas destes radionuclídeos na água subterrânea^'''^ A observação

da estabilidade temporal das concentrações dos isótopos de rádio na água subterrânea de

diferentes poços localizados numa área pequena (as atividades absolutas de "^Ra e ' " R a

são diferentes, mas as relativas são constantes), sugere que as fontes de isótopos de rádio

estão provavelmente localizadas próximas da perfijração, e que o equilibrio para o rádio é

rapidamente atingido entre as fases sólida e líquida. Observou-se que a razão de atividade

" ' R n / ' " R a decresce com o aumento das concentrações de ' " R a e ' " R n , implicando que

quanto mais distante o ponto de amostragem está da área enriquecida em ' " R a , mais alta é

a razão " ' R n / ' " R a na água subterrânea. Estes dados sugerem que a escala de comprimento

de migração do " ' R n pode ser bem maior que a do ' " R a no transporte na água

subterrânea, mesmo sendo a meia-vida do ' " R a muito mais longa. Isto demonstra que o

transporte do rádio pela água subterrânea pode ser extremamente limitado, dependendo

continuamente das trocas físico-químicas que ocorrem com os sólidos do aqüífero.

A razão de atividade média "^Ra/ ' "Ra de 1,25 é próxima às razões de

atividade médias estimadas para a crosta terrestre de 1,2 à 1,5 para " 'Th/"^U,

correspondendo às razões em massa na crosta Th/U de 3,5 à 4,5. As curvas de regressão

obtidas a partir de várias medidas mostraram:

A falta de tendências regionalmente significantes nas razões de atividade "*Ra/ ' "Ra

observadas na água subterrânea dentro e entre as províncias geológicas que poderiam

indicar uma distribuição similar do tório e do urânio nos sólidos do aqüífero, com base

nos resultados prévios;

- A razão de atividade "^Ra/ ' "Ra decresce com o aumento das concentrações de "^Ra e

' "Ra . Isto implica que se o conteúdo destes isótopos de rádio na água subterrânea

forem tomados como um paralelo à distribuição do urânio e do tório nos sólidos do

aqüífero, a razão Th/U do aqüífero deveria decrescer com o aumento das concentrações

de Th e U.

Além disso, sem dúvida o efeito de correlação mais importante observado:

34

log " ' R a = 0,79 log ' " R a (r = 0,83)

foi o questionamento da premissa que os isótopos de rádio da série do " ' U predominam

em relação aos demais na água subterrânea.

35

CAPITULO 4

4. Rádio e radônio em águas subterrâneas e superficiais

4.1. Distribuição do rádio em água

O estudo da distribuição natural do rádio em vários compartimentos do

ecossistema tem sido de grande importância para a compreensão de seu comportamento

ambiental. Neste contexto, durante os últimos anos, o rádio tem sido quantificado em

várias matrizes ambientais como em rochas, no solo, na água continental e nos oceanos,

em alimentos, em animais e plantas aquáticas, em animais e plantas terrestres e no homem.

Em todos estes casos, o isótopo de rádio de maior interesse é o ' "Ra . O "^Ra, que é um

outro isótopo de rádio de interesse ambiental, foi estudado especialmente devido a sua

presença em regiões de areia monazítica do Brasil e de Kerala.

A distribuição natural do rádio em águas continentais será discutida aqui em

duas categorias: (a) água de superficie e (b) água subterrânea. Esta divisão se faz

necessária devido às diferenças marcantes em seus ciclos e sua interação com o ambiente

circunvizinho, o que poderia influenciar profiindamente as concentrações de rádio. Os

mecanismos de transporte do rádio, assim como a especiação, interação com particulados e

outros aspectos relacionados às águas subterrâneas e superficiais foram discutidos no

Capítulo 3 e permitem um melhor entendimento da distribuição do rádio no ambiente

aquático.

36

4.1.1. Água de superfície

A água de superfície faz parte do ciclo biogeoquimico vital de muitos

organismos, envolvendo desde elementos considerados essenciais a elementos tóxicos

presentes no ecossistema aquático. Os rios tem recebido atenção considerável na avaliação

da exposição à radiação pela população que vive nas proximidades de jazidas e

mineradoras de urânio. Contudo, ainda existem poucos dados com respeito aos níveis de

"background" de rádio em muitos rios e lagos. Os dados disponíveis atualmente para ' " R a

- e os poucos dados relativos ao "^Ra - em diferentes regiões geográficas do mundo são

apresentadas nas Tabelas 3 e 4 a seguir.

Em contraste à ampla variação das concentrações de ' " R a e "^Ra observada

nas águas subterrâneas, as águas de superfície mostram um intervalo de concentração

muito pequeno para esses isótopos. Enquanto a maior parte dos rios estudados na

superfície terrestre tem apresentado concentrações muito baixas de ' " R a , alguns rios na

ex-Tchecoslováquia (292 mBq/L), na ex-URSS (155 mBq/L), parte dos rios Ganges (48,1

mBq/L) e Periyar (122 mBq/L) na índia, o Rio Nilo no Egito (6,29 mBq/L), os rios

Mississipi (39,9 mBq/L), Missouri (65,8 mBq/L) e Allegheny(137 mBq/L) nos Estados

Unidos, mostram concentrações elevadas de ' "Ra .

Foi realizada uma pesquisa envolvendo cinco rios na Flórida, conhecida por

seus depósitos ricos em fosfato contendo quantidades apreciáveis de urânio e rádio; o

Apalachicola, o Suwannee, o Peace, o Little Manatee e o Alafia. O teor de ' " R a de 166

mBq/L determinado em alguns poços é atribuído à lixiviação do rádio pela água

subterrânea proveniente desses depósitos. Da mesma maneira, a água de superfície nestas

regiões parece ser enriquecida em ' " R a e ' " R n , possivelmente devido a lixiviação dos

fosfatos pela água e a ocorrência de fontes geotermais com concentrações de atividade de

' " R a muito altas (1.330 - 1.830 mBq/L).

37

TABELA 3. Cone enírações de " ' R a e ^'^Ra em águas de suj íerfície - rios*-'* .

PAIS LOCAL DE

AMOSTRAGEM

" ' R a

(mBq/L)

" "Ra

(mBq/L)

Austria Rio Danúbio 18,5 _

Bélgica Vários rios 16,3 = 28,9

Tchecoslováquia Vários rios,

Talsperre

3,7 - 292 -

Reino Unido Vários rios 0,74 - 2,96

Meirao Unido Rio Tâmisa 18,5

Alemanha Vários rios 2,59 - 31,1 _

Alemanha Rio Reno 3,33 - 7,4

URSS Vários rios 0,22 - 155

Ipgoslávia Rio Sava 0,37 - 9,25

índia Vários rios e lagos 1,85 - 22,2 2,59

índia Rio Ganges 20,4 - 48,1

índia Rio Ganges 3,33 1,63 - 2,6

índia Rio Godavari 0,83

índia Rio Krishna 0,83

índia Rio Sabamarti 1,50 5,10

índia Rio Peryar 1,85 - 122 < 14,8 - 133,2

índia Outros rios 7,4 - 42,2

Japão Dez rios 1,48 - 5,18 _

China Vários rios, 7,4 - 18,5

Talsperre

Egito

Brasil

Rio Nilo

Rio Amazonas

3,7 - 155

0,78 - 1,22 0,87 - 1,07

Canadá Vários rios e lagos 4,07 - 13,7 _

EUA Rio Mississipi 0,37 - 40

EUA Rio Missouri 8,99 - 65,8

EUA Rio Columbia 185

EUA Rio Hudson 1,17

EUA Vinte e três rios 0,074 - 137

EUA Rio Colorado 3,7 -

CoBitiüMação /TABELA 3 "* .

3 8

PAIS LOCAL DE " ' R a ^ « Ra

AMOSTRAGEM (mBq/L) (mBq/L)

EUA Rio Potomac 1,22

EUA Rio Suwannee 7,4

EUA(FIorí da) Cinco rios 2,33 - 92,5 _

América do Su l Rios na 0,48 - 2,11 0 ,53-2 ,11

Bacia Amazônica

Brasil Mios em 7 , 4 - 2 2 2

Poços de Caldas

Austrália Rio Alligator 3,33 - 314 —

TABELA L Concentrações de " ' R a em águas d e superfície - lagos

PAIS LOCAL DE ' " R a

AMOSTRAGEM (mBq/L)

Escócia Loch water 0,37 - 4,44

Itália Quatro lagos superficiais 0,52 = 0,74

URSS Vários lagos 7,4

Alemanha Lago Bagger See 2,22 - 2,59

Alemanha Água de superfície 16,7 - 1 4 5

Floresta Negra

Iugoslávia Agua de superfície 39

índia Agua de superfície 3,7 - 14,8

EUA Lago Ontario 1,48 = 62,9

EUA Grandes Lagos 0,89 - 1,30

EUA Água de superfície(IIlinois) 2,20 - 48,8

Austrália Agua de superfície 3,7 - 7,4

39

Miyake e colaboradores^'*'^ realizaram um estudo para avaliar a distribuição

natural do ' " R a em dez rios japoneses. As concentrações de ' " R a observadas nestes rios

encontraram-se no intervalo de 1,48 - 5,18 mBq/L, com um valor médio de 3 mBq/L,

muito próximo do valor de 2,6 mBq/L, referenciado na literatura para águas de superfície.

Concentrações ligeiramente altas de rádio dissolvido foram observadas em rios

provenientes de formações graníticas relacionadas a áreas vulcânicas.

A determinação da distribuição do ' " R a nas águas de superfície nas

proximidades de depósitos de urânio tem sido de grande interesse. As concentrações de

' " R a medidas nas águas dos rios circunvizinhos à área de mineração em Poços de Caldas,

no Brasil, apresentaram-se no intervalo de 7,4 - 222 mBq/L Contudo, a maior parte das

amostras de água dos rios apresentou concentrações de ' " R a abaixo do valor de 37 mBq/L,

com exceção de pequenos córregos originários no local de exploração da mina de urânio,

nos quais a concentração foi de 1.100 mBq/L. Dados limitados com respeito à variação

sazonal das concentrações de ' " R a não mostraram grandes variações deste elemento nestas

amostras de água.

Os dados obtidos na lugoslávia '*^^ em amostras de água de superfície do Rio

Sava e outros pequenos rios da região da Slovênia, próximos à mina de urânio de Zirovski,

apresentaram concentrações de ' " R a no intervalo de 0,37 a 9,25 mBq/L. Estes valores são

comparativamente menores que as concentrações de ' " R a geralmente observadas em

águas de superfície nas regiões próximas a depósitos de urânio.

Os resultados obtidos nos trabalhos realizados na região norte da AustráUa,

relativos aos rios Alligator, próximos a uma província de urânio, mostraram concentrações

de ' " R a na água de superfície no intervalo de 3,3 a 314 mBq/L. Os valores obtidos na

região central da Austrália são muito menores que aqueles observados no Brasil e na

Iugoslávia.

Algumas medidas da radiação de flindo em águas de superfície da índia

mostraram concentrações de ' " R a no intervalo de 5 a 70 mBq/L e 1,9 a 120 mBq/L,

respectivamente ' ' ' \

4o

4.1.2. Água subterrânea

A presença de rádio na água subterrânea proveniente de fontes naturais

resulta da interação desta água com o solo, as rochas ou depósitos minerais com os quais

ela se encontra em contato constante no aquífero. O rádio também pode ser incorporado

indiretamente pela água subterrânea como consequência de atividades humanas que visam

explorar minerais contendo quantidades apreciáveis de U e Th, como parte do ciclo do

combustível nuclear. Além disso, vários outros minerais de importância econômica podem

apresentar teores consideráveis de radionuclídeos naturais, tal como minerais ricos em

fosfato(apatita), em cobre, em ouro e no carvão, dentre muitos outros. Isto é devido à

presença de U e seus produtos de decaimento de meia-vida longa nestes minerais, como o

' " R a , o "°Th, o "°Pb e o "°Po. Os processos de exploração e mineração destes minerais

com o objetivo de separar o elemento de interesse econômico contribuem para o aumento

das concentrações de rádio no meio ambiente, acima dos níveis considerados normais.

As fontes geotermais constituem uma outra fonte de radioatividade natural,

pois estas águas termais geralmente apresentam altas concentrações de ' " R a e ' "Rn .

Uma característica marcante observada a partir dos dados existentes na

literatura, com respeito à distribuição ambiental do ' " R a na água subterrânea, é que as

concentrações de rádio se apresentam num intervalo muito amplo, em contraste com a

pequena variação observada nas águas de superfície e nos oceanos.

A Tabela 5 apresentada a seguir, resume alguns dos intervalos de

concentração de ' " R a e de ' " R a observados em águas subterrâneas de vários países.

41

TABELA 5. Concentrações de " ' R a e "^Ra em águas subterrâneas^'*^.

PAIS LOCAL DE " ' R a ^'«Ra


Austría(Salzburg) Agua de poço < 3,7 - 270

Finlândia(Helsinki) Poços perfurados < 3,7 - 9,470 14,8 - 207,2

Finlandia Poços perfurados 122 - L900 < 18,5 - 569,8

(outras áreas)

Bulgária Água mineral 392 ND

Engarrafada

França Água mineral 163 218,3

Engarrafada

Grécia Água mineral 237 262,7

Engarrafada

Reino Unido(Bath) Fontes termais 374 - 525 _

índia Água de poço 1,11-77,7 20,7 - 23,3

(Kalpakkam)

índia Fontes termais 40,7 - 2.600

(Maharashtra

Líbano Água mineral

tu' Ittt áfít A •>«A vg\ im A>

255 240

Arábia Saudita jLngarraiaaa

Água mineral 333 222

Engarrafada

Arábia Saudita Água bruta 699 174

Emirados Árabes Água mineral 292 203

Unidos Engarrafada

Japão Fontes termais 529 - 655

Japão Fontes termais 1.300 - 7.840

Taiwan, China Fontes termais 1,85 - 588 -

Continuação/TABELA 5' (45) 42

PAIS LOCAL DE

AMOSTRAGEM

'^'Ra '**Ra

(niBq/L) (mBq/L)

EUA Oklahoma

(Ottawa County)

EUA Flórida

EUA Flórida

Miami

EUA ninóis

EUA Dinois

EUA Utah

EUA

Carolina do Sul

EUA Iowa

EUA Iowa

EUA Idaho

EUA Tennessee

EUA Kansas

Agua de abastecimento público

(poço)

Água de abastecimento

público não t ratada

(poço)

Poço raso

Água de abastecimento

público não tratada

(poço)

Poço profundo

Poços artesianos

Água de poço

Água de poços

Água de poço

Água de poço

Poço profundo

3,7 - 570

7,4 - 122

17,7

0,74 - 836

242

< 37,0 - 740

100 - 981 174 - 440

Água de abastecimento público 3,7 - L780

66,6 - 925

3,8

7,8

8,4

< 22,2 - 233

43

Continuação/TABELA S^''^.

PAÍS LOCAL DE " ' R a " ' 'Ra


EUA Texas Água subterrânea 14,8 - 6.290 _

(prósimo à mina de urânio)

EUAGran t s Água subterrânea 1,9-1.960

(próximo à mina de urânio)

EUA Água geoíermal < 1,52-55.500

Brasil Água subterrânea N D - 3 . 8 4 0 N D - 5 . 6 1 0

(águas minerais)

Austrália Água subterrânea 18,5 - 33.400 _

(próximo à depósito de

urânio)

ND = não detectado

Na literatura atual, o maior banco de dados com respeito aos níveis de " ' R a

em águas subterrâneas é o dos Estados Unidos, onde a água subterrânea constitui uma

fonte significante da água destinada ao abastecimento público. Apesar da água de

abastecimento público nos EUA ser proveniente em grande parte, de poços tubulares

profundos, a água subterrânea está sujeita, muitas vezes, aos processos de tratamento antes

de ser fornecida à população. Por exemplo, a água de abastecimento público do município

de Ottawa, em Oklahoma, é proveniente de uma formação geológica que consiste de

arenitos e calcários dolomíticos. A concentração média de " ' R a nestas águas se distribui

em um amplo intervalo (3,7 a 570 mBq/L) e parece existir uma correlação entre as

concentrações de " ' R a e os sólidos totais dissolvidos.

Holtzman^''^ observou um amplo intervalo de concentração para " ' R a em

25 águas subterrâneas não-tratadas provenientes de poços destinados ao abastecimento

público em Illinois, representativos de áreas caracteristicamente formadas por calcários e

aquíferos profundos em arenitos não-consolidados. As concentrações de " ' R a variaram de

0,74 a 836 mBq/L, com um valor médio de 189 ± 144 mBq/L. A análise desses resultados

44

mostrou que altas concentrações de " ' R a estavam geralmente associados a aqüíferos

profundos em arenitos. Concentrações de " ' R a relativamente altas (281 mBq/L) foram

encontradas em poços profiindos, em contraste com aquelas observadas em poços rasos

(12,9 mBq/L).

Os estudos realizados na água subterrânea da Carolina do Sul (EUA) por

Michel e Moore ^' '\ determinaram as concentrações de " ' R a e "^Ra em uma região

sedimentar da planície costeira, adjacente a uma linha de falha. Altas concentrações de

" ' R a e "^Ra foram observadas associadas a estes aqüíferos. As concentrações de " ' R a

variaram de 100 a 981 mBq/L, enquanto que as de "^Ra variaram de 174 a 440 mBq/L. As

razões de atividade "^Ra/" 'Ra não foram constantes e variaram de 0,23 a 3,0. De acordo

com esses autores, o teor de " ' R a presente na água subterrânea da área estudada variou

muito de local para local, mas não foi observada uma variação temporal (sazonal).

Muitos trabalhos foram conduzidos na Finlândia com o objetivo de

determinar os níveis de radioatividade natural em água subterrânea e na água potável

Como parte deste estudo, as concentrações de urânio, " ' R a , "^Ra e " ' R n foram

determinadas em águas provenientes de poços escavados e em águas provenientes de poços

perfurados em Helsinki e algumas outras regiões da Finlândia. Na área de Helsinki, foram

observadas concentrações de " ' R a variando no intervalo de < 3,7 a 947 mBq/L em poços

perflarados, enquanto que em poços escavados, as concentrações obtidas foram bem

menores (máx: 233 mBq/L). De acordo com os autores^''*\ isto é devido aos ahos níveis de

urânio e de " ' R a presentes nas rochas daquela área. Deste modo, a água subterrânea da

região de Helsinki é considerada anômala com respeito a sua radioatividade natural. A

distribuição de "^Ra nas águas de poços perfurados também foi estudada e as

concentrações encontradas estiveram entre 14,8 e 207 mBq/L, correspondendo as razões de

atividade " 'Ra/"^Ra de 6 a 75.

Em um outro estudo conduzido com a finalidade de se determinar as

concentrações de "^Ra e " ' R a e as razões de atividade desses dois isótopos em águas

subterrâneas provenientes de outros locais na Finlândia fora da cidade de Helsinki,

Asikainen^''^ observou concentrações de " ' R a entre 122 e 1.900 mBq/L e concentrações

de "^Ra entre 18,5 e 570 mBq/L. As razões de atividade " 'Ra/"^Ra correspondentes

QOMiSSÂO Kí>C;Cf«!¿L DE ENERGIA f J l J C L E A R / S P i P g l

45

variaram de 0,4 a 9,7 e sempre que uma alta razão de atividade foi observada, foi atribuída

à alta razão de UAFh nas rochas.

A água mineral engarrafada é amplamente consumida em vários países e as

concentrações de rádio nestas águas sempre despertaram muito interesse. Philippe

Martin^''^ investigou algumas destas águas consumidas na Arábia Saudita, algumas delas

provenientes da Bulgária, da França, da Grécia, do Líbano e Emirados Árabes Unidos,

além daquelas de origem local. As concentrações de ' " R a nas águas minerais variaram de

163 a 392 mBq/L e estes valores são da mesma ordem de grandeza de valores reportados

na literatura para água mineral engarrafada comercializada nos EUA, de 55,5 a 500

mBqfLP\ Além disso, a análise de água subterrânea não tratada na Arábia Saudita

apresentou concentrações elevadas de ' " R a (699 mBq/L), enquanto as concentrações de

"^Ra foram menores que 174 mBq/L.

As águas minerais termais geralmente apresentam altos níveis de

radioatividade natural, especialmente devido ao conteúdo de ' "Rn . Kelkar e Joshi ' ^

estudaram algumas fontes termais bem conhecidas na índia pelas ahas concentrações de

" ' R n e ' " R a em suas águas. Em duas pesquisas realizadas com o mesmo grupo de fontes,

mas em períodos diferentes, observou-se que no primeiro estudo as concentrações de ' " R a

variaram de 77,7 a 1.110 mBq/L, enquanto na segunda pesquisa, após cerca de 2 meses, as

concentrações de ' " R a estiveram no intervalo de 40,7 a 2.600 mBq/L. Apesar disso,

nenhuma causa específica foi atribuída a esta variação na concentração. Outros dois

autores, Tsai e Weng encontraram um intervalo de concentração bastante similar,

variando de 1,85 a 588 mBq/L, nas águas de fontes termais de Taiwan, na China. O valor

mais alto foi observado em Peitou, uma região muito conhecida por seu sedimento

radioativo (hokutolita).

Uma pesquisa com o objetivo de determinar a radioatividade associada à

águas geotermais na região oeste dos Estados Unidos^'^\ foi realizada em fontes termais e

poços profimdos localizados no Arizona, Califórnia, Colorado, Idaho, Nevada, New

Mexico, Oregon e Utah. A distribuição dos dados obtidos para as concentrações de ' " R a

em fontes termais na região norte da Califórnia mostraram uma frequência log-normal

As concentrações de ' " R a nas águas geotermais variaram de < 1,52 a 55.500 mBq/L.

46

Um estudo realizado na Flórida demonstrou que, em geral, as concentrações

de ' " R a em águas subterrâneas aumentam proporcionalmente à salinidade, que por sua vez

varia com a profimdidade e o regime do poço dentro do aquífero. As concentrações de

' " R a nas águas subterrâneas da região central da Flórida variaram desde não-detectável até

2.810 mBq/L ^' 'l

Os dados australianos de Yeelirrie mostram um amplo intervalo de

concentração para ' "Ra ; 18,5 a 33.400 mBq/L. Os níveis mais altos de ' " R a foram

observados em regiões ricas em minerais de U.

4.2. Distribuição do radônio em água

As concentrações de ' " R n normalmente presentes em águas subterrâneas,

águas superficiais e naquelas provenientes de poços tubulares profimdos são bastante

variáveis. As águas de superfície apresentam as menores concentrações de ' " R n , as

maiores variações em concentração e são as mais fi-equentemente utilizadas para o

abastecimento da população.

As concentrações de ' " R n em águas subterrâneas estão diretamente

relacionadas à litologia do aquífero. Tem-se observado na literatura, que as maiores

concentrações de ' " R n observadas em água subterrânea ocorrem em aquíferos associados

a rochas cristalinas, mais especificamente com granitos. Os aquíferos formados em rochas

cristaUnas incluem aqueles proveitíentes de rochas ígneas e os de rochas metamórficas. As

rochas ígneas podem ser classificadas em rochas ácidas, tais como o granito ou em rochas

básicas ou máficas, como o basaUo. As rochas ácidas tendem a apresentar altos teores de U

e prováveis zonas de enriquecimento ao longo de fraturas em contato com o fluxo de água.

Os granitos com altos teores de cálcio e potássio são geralmente enriquecidos em urânio,

quando comparados com outros tipos de granitos. As rochas ígneas básicas

caracteristicamente apresentam um baixo teor de U.

Os aquíferos com rochas tipo granito apresentam altos níveis de ' " R n na

água subterrânea. As concentrações médias de " ' R n na água proveniente desses aquíferos

47

geralmente atingem 300 Bq/L(8.000 pCi/L) ou mais. Algumas concentrações de ' " R n

medidas em poços domésticos no Maine chegaram a 55.500 Bq/L(1.500.000 pCi/L)^'^.

Apesar de existirem poucos dados na literatura com respeito às águas

subterrâneas provenientes de aquíferos em rochas do tipo basalto, os resultados obtidos até

o presente momento tem mostrado baixos teores de ' "Rn . As concentrações de ' " R n

nestas águas são normalmente baixas devido ao baixo teor de U observado nessas rochas

(0,5 ppm nos basaltos em contraste com 3,9 ppm nos granitos) e a ausência de mecanismos

que levem a um enriquecimento secundário do U nestes aquíferos.

As rochas metamórficas podem se formar em diferentes condições de

temperatura e pressão. Deste modo, o grau de metamorfismo ao qual as rochas são

submetidas pode ser variável e podem se formar minerais diferentes. Entretanto, a

composição da rocha antes do processo de metamorfismo é o fator mais importante que

afeta a concentração de ' " R n em águas subterrâneas. Aquíferos formados por rochas com

aho grau de metamorfismo possuem concentrações de " ' R n mais ahas, resuhado da

presença de veios de pegmatitos ricos em U.

Existem duas categorias de aquíferos formados por rochas sedimentares:

aquíferos elásticos, constituídos por arenitos não-consolidados e aquíferos constituídos por

carbonatos, que por sua vez incluem os calcários e a dolomita. A composição mineral de

um aquífero elástico pode variar bastante, mas originalmente eles apresentam baixo teor de

U e geralmente, pouco ' " R n na água subterrânea. As concentrações médias de ' " R n em

aquíferos formados por carbonatos são menores que 3,7 Bq/L (100 pCi/L)

A água subterrânea e as águas dos rios, são geralmente enriquecidas em

' " R n em relação ao precursor ' "Ra . As concentrações de "background" de radônio variam

consideravelmente e dependem não somente da quantidade de rádio presente nas

proximidades, mas também da eficiência de emanação do substrato. Os seguintes

intervalos de concentração tem sido propostos por Dick e Jonasson ^'*':

- Nos lagos, de O a 5 pCi/L (O a 0,2 Bq/L);

48

- Nos rios e córregos(riachos), de 5 a 100 pCi/L (0,2 a 4 Bq/L);

- Nos poços e fontes minerais, de 100 a 1.000 pCi/L (4 a 40 Bq/L).

A Tabela 6 apresentada a seguir, mostra algumas das concentrações médias

mundiais de " ' R n , as taxas de utilização da água de abastecimento pela população, assim

como os valores de referência sugeridos pelo UNSCEAR 1993^'''l Pode-se notar a partir

desta tabela, que as concentrações de ' " R n diferem em uma ordem de grandeza nestes três

tipos de fontes destinadas ao abastecimento público. A concentração média de ' " R n

ponderada pela população, estabelecida como referência para águas de abastecimento é

cerca de 10.000 Bq/m^^^'l Em uma publicação mais antiga, o UNSCEAR 1988^'\ este

valor de referência foi estabelecido em 1.000 Bq/m', mas foram observadas em países

como a Suécia e a Finlândia concentrações médias de " ' R n ponderadas pela população

acima de 30.000 Bq/m^ ^^ \

Em pesquisas realizadas com águas de poços no sul da Finlândia foi

encontrada uma concentração média de ' " R n de 210.000 Bq/m^. Nestes mesmos locais

também foram observados alguns valores isolados próximos a 50 MBq/m^^'"^

Um estudo realizado nos Estados Unidos encontrou atividades de radônio

excedendo 100 pCi/L (3,7 Bq/L) em 72% das fontes de água subterrânea analisadas O

valor máximo encontrado foi de 25.700 pCi/L (952 Bq/L). As concentrações médias

ponderadas pela população foram 200 pCi/L (7,4 Bq/L) para fontes servindo mais que

1.000 pessoas e 600 pCi/L (22 Bq/L) para fontes servindo menos que 1.000 pessoas '*'\

Os autores suecos Sjögren and Sahlbom ''*\ investigaram cerca de 160

poços profimdos provenientes de aquíferos formados por rochas ígneas e encontraram

concentrações de " ' R n entre 5 e 50 UM/L (1 Unidade Mache/L =13 ,5 Bq/L). Valores de

até 170 UM/L foram observados na Suécia, em águas provenientes de aquíferos

49

TIPO DE Concentração média de 2 2 2 Rn(Bq/m 3 )

FONTE

EUA % uso UK % uso

Valor de

Referência % uso

Agua de 1.100 50 1.000 66 1.000 60

Superfície

Água 11.500 32 30.000 34 10.000 30

Subterrânea

Poços 208.000 18 1.000.000 < 1 100.000 10

Profundos

associados a rochas ígneas. Poços profundos em áreas de rochas sedimentares,

apresentaram concentrações de 2 2 2 R n entre 1,9 e 3,0 UM/L, com exceção da região

montanhosa de Vástergotland, com predominância de arenitos e águas contendo teores de 222 j

Rn de até 10 UM/L, provavelmente devido a presença de xistos aluminosos ricos em

rádio.

Soto e colaboradores ( 6 5 ), determinaram as concentrações de 2 2 2 R n em águas

de superfície e subterrâneas na Espanha, em dois locais distintos: na Cantábria, em

aquíferos constituídos por arenitos e calcários e na região de Salamanca, em aquíferos

formados por granitos e argilas. As concentrações de 2 2 2 R n obtidas em ambas as regiões na

água de superfície foram inferiores a 0,8 Bq/L. Nas águas de abastecimento e em águas de

poços da Cantábria, as concentrações de 2 2 2 R n variaram de < 1 a 75 Bq/L. Em Salamanca,

as concentrações obtidas em águas de abastecimento e águas de poços variaram de < 100 a

25.000 Bq/L.

Em Hong Kong, as concentrações de 2 2 2 R n em amostras de água de torneira,

água potável e água mineral foram determinadas por Yu e colaboradores ( 6 6 ), com a

finalidade de estimar as doses efetivas recebidas pela população local devido à ingestão de

água. Neste trabalho, foram obtidos os seguintes intervalos de concentração para 2 2 2 Rn:

Tabela 6. Concentrações médias de 2 2 2 R n e percentual de utilização da água de

abastecimento público ( 4 2 ) .

50

- de 336 a 1.720 Bq/L, em amostras de água de torneira;

- de 336 a 14.900 Bq/L, em amostras de água mineral;

- d e 3 3 6 a l . 8 1 0 Bq/L, em amostras de água potável.

Em uma região de radioatividade natural elevada no Brasil, localizada no

Planalto de Poços de Caldas, Oliveira e colaboradores^'^, determinaram as concentrações

de " ' R n em várias fontes de água mineral do municipio de Águas da Prata. As

concentrações de ' " R n obtidas neste estudo variaram de 0,9 a 131 Bq/L.

Bettencourt e colaboradores^'"^ determinaram as concentrações de ' " R n

presentes em águas minerais engarrafadas e em fontes minerais consumidas pela população

em Portugal. Os resultados obtidos em um total de 50 amostras variaram de < 1 a 814

Bq/L.

51

CAPÍTULO 5:

5. Avaliação dos efeitos na saúde

No presente trabalho, a avaliação dos efeitos adversos na saúde devido à

ingestão de água potável contendo " 'Ra , "^Ra e " ' R n será realizada pela estimativa das

doses efetivas nos órgãos críticos, osso e estômago, respectivamente, das doses efetivas

comprometidas e da avaliação do risco. Para tanto, neste capitulo serão descritas as

metodologias empregadas freqüentemente nestes cálculos pela ICRP e pela EPA.

5.1. Deposição da energia ionizante

O homem pode estar exposto aos radionuclídeos por várias vias, uma das

quais é a ingestão de água. Um radionuclídeo é considerado cancerígeno quando há

evidências suficientes a partir de estudos epidemiológicos que comprovem a associação

causai entre a exposição ao agente e o câncer. Estes estudos indicam que dependendo da

dose de radiação e do tipo de exposição, a radiação ionizante pode induzir câncer em um

tecido ou órgão específico no corpo ' ^

A capacidade da radiação ionizante causar danos nos tecidos e câncer foi

estabelecida cerca de 15 anos depois da descoberta dos raios X ^'^\ Os efeitos radiogênicos

em humanos e animais seguidos da exposição à radiação ionizante a partir de raios X ,

raios y e vários radionuclídeos específicos como o rádio, o radônio, o tório e o plutonio tem

sido estudados exaustivamente

A interação da radiação ionizante com a matéria envolve uma série de

reações radioquímicas muito rápidas. A absorção de energia a partir de partículas alfa ou

beta induz a formação de íons e radicais excitados, particularmente em soluções aquosas,

enquanto a absorção de energia a partir de radiações X e y pelos átomos resuha na ejeção

52

dos elétrons dos mesmos. Estes elétrons ejetados com alta velocidade produzem, então,

ionizações da mesma maneira que as partículas alfa e beta. Estes tipos de interações

ocorrem aproximadamente nos primeiros 10"''* segundos ^ '1

Os íons e os radicais excitados produzidos nas células em solução aquosa,

ocorrem tanto nas moléculas orgânicas que compõe as células, quanto nas moléculas de

água ao redor delas. Deste modo, compostos específicos tais como H 2 O 2 e radicais livres,

tais como HO2*, são formados na fase aquosa. Reações químicas subsequentes podem

ocorrer com proteínas, carboidratos, lipídios, enzimas e principalmente, com o DNA e o

RNA. Os danos ocasionados no DNA ou outras moléculas orgânicas incluem quebra das

ligações, quebra das cadeias, cruzamento entre moléculas, rupturas em fitas simples ou

duplas e o desenvolvimento de aductos. Estas interações geralmente acontecem cerca de

10"'* segundos após a exposição inicial ^^ \

Apesar de os mecanismos de interação da radiação ionizante com a matéria

serem bem conhecidos, considera-se que os danos na saúde decorrentes da radiação estão

relacionados com a produção destes íons e radicais livres dentro das células ^^'\ Um

mecanismo pelo qual os danos na saúde podem ocorrer é a interação da radiação com

soluções aquosas das células resuhando na formação de superóxidos (O2*) e o peróxido de

hidrogênio, radicais livres como o radical hidroperoxila (HO2*) ou o radical hidroxila

(OH*). Estes compostos intermediários podem, então, reagir com moléculas

biológicamente importantes na célula.

As aherações intracelulares causadas pela radiação são numerosas,

complexas e podem ser similares para tipos de células diferentes. A resposta de células

individuais à radiação é variável e sabe-se que ela pode influenciar o ciclo celular e o

estado de oxigenação das mesmas^^l A resposta das células à radiação tem sido

extensivamente revisada A radiação ionizante transmitida a doses e taxas de dose

suficientemente ahas pode resuhar na morte da célula, que se extensiva, pode resuhar na

morte do organismo. A doses e taxas de dose não-letais, o dano celular pode sofrer

reparação total ou parcial; contudo, aherações não-reparáveis podem se expressar como

mutações ou tumores algum tempo mais tarde.

53

A doses e taxas de dose muito baixas, as radiações ionizantes podem induzir

câncer. As radiações ionizantes podem inibir a mitose e causar aberrações cromossômicas

incluindo não-disjunção e mutações puntuais^^^l Estes efeitos podem ocorrer em intervalos

de tempo que vão de minutos à anos após a exposição.

Como já foi dito no Capítulo 2, para os propósitos de proteção radiológica,

os efeitos da radiação podem ser classificados como estocásticos e determinísticos^'^ Os

efeitos estocásticos são aqueles para os quais a probabilidade de ocorrência do efeito, e não

a sua gravidade, varia em função da dose na ausência de um limiar. Os principais efeitos

estocásticos são o câncer e os efeitos hereditários (mutações). Os efeitos determinísticos

são aqueles para os quais a gravidade do efeito varia em função da dose, e portanto, pode

existir um limiar. Os efeitos determinísticos são específicos para certos tecidos, como por

exemplo, a ocorrência de catarata.

A carcinogênese e a mutagênese não tem sido investigadas para todos os

radionuclídeos. Entretanto, quando expostos a níveis de radiação ionizante acima daqueles

observados no ambiente, células de mamíferos em cultura tem sido transformadas;

aberrações cromossômicas tem sido observadas em culturas de linfóchos periféricos; estas

transformações ocorrem pela mudança na estrutura devido a uma única destruição básica

em um oncogene^^l Também tem sido observada a indução de enzimas para a reparação

do DNA, mas com erro de reparação^^^l

Alguns estudos epidemiológicos tem mostrado aumento da mortalidade por

cánceres em pessoas expostas aos raios X, y e vários emissores alfa internos como radônio,

rádio e tório a várias idades^'^\ Estudos adicionais de suporte realizados com ratos,

cobaias, hamsters, porcos, gatos, cachorros e macacos demonstraram um aumento da

incidência de câncer após a exposição a uma fonte de radiação ionizante.

Desde que se sabe que a radiação ionizante pode induzir câncer em vários

órgãos e tecidos, a estimativa do risco para os radionuclídeos incorporados pode ser

calculada a partir da distribuição dos radionuclídeos nos tecidos e a dose de radiação

ionizante associada com aquela distribuição. Para todos os órgãos e tecidos onde não há

54

um modelo biocinético, a atividade incorporada é considerada ser uniformemente

distribuida em todo o corpo, os tecidos não sendo especificados.

Existem algumas diferenças entre o modelo dosimétrico utilizado pela EPA

e aquele do ICRP. Os cálculos da EPA consideram as taxas de dose de alto

LET(coeficiente de transferência linear de energia) e baixo LET como entidades separadas,

enquanto que o ICRP combina taxas de dose de alto LET e baixo LET através do uso do

fator de qualidade para radiação de alto LET. Os cálculos do ICRP consideram que o filho

radioativo no corpo segue o comportamento metabólico do pai, enquanto o modelo da EPA

assume que cada um dos filhos tem um comportamento metabólico específico. Deste

modo, a avaliação da dose por cada um destes modelos pode ser significantemente

diferente^^'l

A EPA escolheu determinar o comportamento metabólico do filho

radioativo na sua forma elementar. Isto é apropriado para aqueles tecidos onde a forma

elementar do filho irá governar seu comportamento metabólico na fase aquosa. Contudo,

nos tecidos do esqueleto, o radionuclídeo filho pode estar sendo formado e ficar preso na

estrutura óssea. Ele pode, nesta situação, continuar a ter as características metabóUcas do

radionuclídeo pai. Mas, dependendo da quantidade deste nuclídeo filho formado nos

tecidos do esqueleto preso na estrutura óssea, ele pode apresentar um comportamiento

característico de suas propriedades elementares.

Na estimativa do risco de radiação, a EPA geralmente usa os coeficientes de

risco derivados a partir de exposições à radiações de baixo LET para todos os tecidos

exceto para o osso, figado, radônio inalado e filhos do radônio. Os coeficientes de risco

para o osso e fígado são derivados a partir de estudos seguidos de exposições de aho LET,

com rádio e thorotrast^''\ Os coeficientes de risco para o radônio e seus filhos são

derivados de estudos realizados com trabalhadores de minas subterrâneas^"^ A dosimetria

para raios X e y externos foi estabelecida e inclui um mínimo de incerteza devido à

natureza da radiação.

Os coeficientes de risco multiplicados pela dose de radiação recebida devido

aos radionuclídeos incorporados produz como resuhado o risco.

55

Os estudos epidemiológicos com radionuclídeos ingeridos ou injetados

envolvem concentrações de atividade muito maiores que aquelas esperadas em exposições

ambientais. Um exemplo disso são os estudos epidemiológicos de pessoas expostas ao

' " R a e "*Ra como nos casos dos pintores de relógios e de pacientes injetados com "' 'Ra.

O modelo biocinético estimado para o rádio levando em consideração as

pessoas injetadas com "'*Ra difere apreciavelmente de um modelo baseado na exposição

ambiental ao rádio^^^l As circunstâncias que influenciam a biocinética, a fisiologia e a

citologia devem ser avaliadas cuidadosamente. Em particular, é questionável se a fisiologia

anormal e o metabolismo observados nestes casos são adequados para estimar a

biocinética, e se a epidemiologia de pessoas com tal patologia interna pode ser comparável

a situações ambientais. Os resultados de estudos epidemiológicos onde prevalescem

condições patológicas atípicas devem ser observados com muito cuidado.

Os dados disponíveis com relação aos efeitos na saúde devido à exposição a

doses muito baixas de radiações penetrantes (RX ou Ry) a níveis ambientais são, em

alguns casos, melhores estimativas para os coeficientes de risco que aqueles derivados pela

aplicação de dados obtidos em estudos epidemiológicos com pessoas expostas a

concentrações extremamente ahas de radionuclídeos.

Para muitos radionuclídeos não há evidência direta dos efeitos da radiação

em humanos, existindo raras evidências em estudos realizados com animais. Nestes casos,

pode-se presumir que se estes radionuclídeos forem incorporados eles podem causar

câncer, desde que eles irradiem os tecidos com as mesmas características que aqueles

radionuclídeos considerados carcinogênicos. Em tais casos, é prudente basear a estimativa

do risco em modelos dosimétricos e coeficientes de risco derivados em estudos bem

estabelecidos a partir de outro radionuclídeo com biocinética conhecida.

As estimativas de risco para os radionuclídeos incorporados devem ser

baseadas em estudos epidemiológicos posrtivos, quando estes são disponíveis. Entretanto,

deve-se tomar cuidado na extrapolação para baixas doses, evitando distorções nos

resultados. Quando os dados epidemiológicos não são disponíveis, a estimativa do risco

pode ser feha pelo método dosimétrico.

56

Quando os estudos epidemiológicos existem mas não mostram um excesso

de dados estatísticos, uma análise cuidadosa deve ser conduzida considerando-se a

sensibilidade, as possíveis falhas no estudo epidemiológico e as incertezas associadas à

análise dosimétrica. Contudo, mesmo na ausência de dados epidemiológicos diretos, o uso

de modelos dosimétricos e coeficientes de risco representam uma alternativa razoável na

quantificação dos efeitos à saúde, porque estes são baseados principalmente no fato de que

a radiação ionizante é carcinogênica.

5.2. Estimativa das doses efetivas nos órgãos críticos e efetiva comprometida

devido à ingestão de ^^"^Ra, ^^^Ra e ^^^Rn

Uma das maneiras de se quantificar os efeitos na saúde humana decorrentes

da exposição à radiação consiste em determinar a dose efetiva liberada em um órgão crítico

e a dose efetiva comprometida no corpo inteiro devido a incorporação de um dado

radionuclídeo. A dose efetiva comprometida no corpo inteiro é integrada em um intervalo

de tempo correspondente a 50 anos da vida de um aduho, após a incorporação do material

radioativo ^'"\

Devido ao seu comportamento metabólico, os isótopos ' " R a e "^Ra quando

incorporados no sangue a partir da absorção pelo trato gastrointestinal ou pelos pulmões,

apresentam um comportamento similar ao do cálcio. Entretanto, as taxas de transferência

para o plasma, ossos e tecidos moles, assim como as taxas de excreção urínária e fecal

diferem consideravelmente entre o cálcio e o rádio. Uma grande parte do rádio presente no

plasma vai para o intestino, sendo sequencialmente eliminado pelas fezes. A quantidade de

rádio remanescente no corpo humano é preferencialmente depositada e retida nos ossos (70

- 9 0 % y ^ , e uma pequena parte em alguns tecidos moles. Uma fração considerável do

rádio retido nos ossos pode retomar ao plasma dentro de poucos dias. Em um aduho, a

retenção do rádio no esqueleto pode decrescer de % da atividade inicial injetada em um ou

dois dias até menos que 10% em um mês. Após este período, a retenção no esqueleto

diminui gradativamente até cerca de 0,5 - 1% no final de 25 anos. O fator de absorção

gastrointestinal para o rádio foi estimado em cerca de 20%^'°\

57

Algumas medidas em humanos seguidas da ingestão de " ' R n a partir da

água potável indicam que as doses recebidas no estômago são as mais altas, porque além

dele ser o órgão de entrada de água via ingestão, as concentrações de " ' R n neste local

geralmente são as mais elevadas^"^ Após a ingestão, o ' " R n presente na água é

transportado do sistema digestivo para o sangue, passando finalmente da corrente

sanguínea para os pulmões, a partir do qual uma grande parte é exalada (cerca de 95%).

Isto ocorre num intervalo de tempo de cerca de 30 a 70 minutos após a ingestão

As doses efetivas nos órgãos de interesse, respectivamente osso e estômago,

devido à ingestão de " 'Ra , ' " R a e " 'Rn , assim como as doses efetivas comprometidas no

corpo inteiro para os mesmos radionuclídeos, podem ser determinadas a partir da seguinte

expressão:

Ho,s,c = C„ X I X FCDo,s,c (3)

onde:

Hc = dose efetiva comprometida no corpo inteiro (mSv/a).

Ho = dose efetiva no osso (mSv/a).

Hs = dose efetiva no estômago (mSv/a).

Cn = concentração de atividade do radionuclídeo n na água potável (Bq/L).

I = taxa de ingestão de água, em litros por ano (730 L/ano) ^'"l

FCD„(o,s,c) ^ fator de conversão de dose para a ingestão do radionuclídeo n, nos órgãos

radiossensíveis osso e estômago ou no corpo inteiro (Sv/Bq).

Os valores dos fatores de conversão de dose órgão-especificos (superficie

do osso) para o ' " R a e o ' "Ra , utilizados nos cálculos das doses efetivas foram extraídos

do ICRP 67^'"^ e são respectivamente, 1,3x10"' Sv/Bq e 2,5x10"' Sv/Bq, considerando-se o

metabolismo de um aduho. Os valores dos fatores de conversão de dose efetiva

comprometida no corpo inteiro para os mesmos radionuclídeos são respectivamente, 2,8 x

10'^ Sv/Bq e 6,6 x 10" Sv/Bq, considerando-se o metabolismo de um adulto e um intervalo

de tempo para integração da dose efetiva de 50 anos após uma incorporação aguda de ' " R a

e " W ' > .

58

Para a ingestão de ' " R n , não existe na literatura , um limite anual de

incorporação, nem fatores de conversão de dose que sejam internacionalmente aceitos. Isto

é decorrente da variabilidade observada nas concentrações de Rn em amostras de agua e

no ar em todo o mundo, relacionada às condições geográficas e climáticas de cada região,

devido à importância da inalação como uma outra via crítica de exposição ao " 'Rn , das

diferenças nos hábitos de consumo da água e ocupação das moradias observados entre a

população de diversos países e da faUa de um modelo biocinético bem estabelecido a partir

de dados obtidos em humanos para a incorporação do radônio. Entretanto, segundo o

UNSCEAR 1982 e 1984 ^^'^'^^\ os fatores de conversão de dose efetiva no estômago variam

entre 5 x 10"' e 2 x 10'^ Sv/Bq. Neste trabalho, será adotado o valor médio de 10" Sv/Bq.

Para a determinação da dose efetiva comprometida devido à ingestão de água potável

contendo ' " R n , escolheu-se um fator de conversão de dose de 10"' Sv/Bq ^'"'"\

5.3. Efeitos carcinogênicos

A EPA classifica o potencial de carcinogenicidade das substâncias químicas

e radioativas de acordo com as seguintes definições:

- Grupo A (carcinogênico para humanos): existe evidência suficiente a partir de estudos

epidemiológicos que suportem a associação causai entre a exposição à substância química

ou radioativa e o câncer em seres humanos.

- Grupo B (provavelmente carcinogênico para humanos): existe evidência suficiente de

carcinogenicidade em animais, com evidência limhada (grupo BI) ou evidência

inadequada em humanos (grupo B2).

- Grupo C (possivelmente carcinogênico para humanos): existe evidência limitada de

carcinogenicidade em animais, na ausência de dados em humanos.

- Grupo D (não classificado como carcinogênico humano): existe evidência inadequada de

carcinogenicidade em humanos ou animais ou não há dados disponíveis.

59

5 . 1 1 1

O rádio é classificado como um radionuclídeo carcinogênico do grupo A,

carcinogênico para humanos, Esta classificação é baseada no potencial de

carcinogenicidade conhecida em humanos decorrente das interações das radiações

ionizantes com as moléculas do corpo, suportada por evidências suficientes encontradas

em estudos epidemiológicos e experimentais com " V a , " ' R a e " 'Ra .

COMISSÃO f.'AC;CNAL DE ENERGIA NIJCLEAR/SP íPEg

- Gnipo E (evidência de não-carcinogenicidade em humanos): não há evidência de

carcinogenicidade para pelo menos dois testes adequados com animais de espécies

diferentes ou ambos estudos adequados: epidemiológico e em animais.

Quando a evidência toxicológica leva à classificação de um contaminante

como descrito acima, provavelmente ou possivelmente carcinogênico, modelos

matemáticos são usados para calcular e estimar o excesso de risco de câncer associado com

a ingestão do contaminante na água potável.

SJJ. Estimativa do risco de câncer para radionuclídeos

Na estimativa do risco de câncer devido a incorporação de radionuclídeos,

os dados obtidos em estudos epidemiológicos com humanos são preferíveis àqueles

obtidos experimentalmente com animais. O verdadeiro risco para humanos, neste caso,

pode ser maior ou menor que os riscos previstos, mas todas as incertezas envolvidas são

provavelmente menores que uma ordem de grandeza. Além disso, como são usados dados

obtidos com humanos na estimativa do risco, o risco de uma doença num determinado

órgão ou tecido do corpo pode ser previsto da mesma maneira que o risco total.

Deve-se acrescentar ainda que, quando os dados epidemiológicos são

utilizados, podem ser feitas projeções da taxa de incidência de câncer e da mortalidade por

câncer, dados relacionados para um determinado órgão, com o número de sobreviventes

em um local específico, que pode variar de 90% de sobrevivência (10% de mortalidade)

para câncer de tireóide à 0% de sobrevivência (100% de mortalidade) para o câncer de

fígado^"^

60

Duas aproximações básicas podem ser utilizadas para calcular o risco a

partir da incorporação de " ' R a e " ' R a a baixas doses. A primeira consiste em ajustar os

modelos dose-resposta obtidos para os dados epidemiológicos relativos à incidência de

câncer no osso e no crânio como uma fimção da incorporação estimada de ' " R a e " ' R a

entre os pintores de relógios^"''^^ O excesso de risco de câncer é calculado a partir dos

dados epidemiológicos relativos a exposição de humanos à vários tipos de radiações

ionizantes, incluindo o caso dos pacientes injetados com " ' 'Ra para tratamento de artrite. A

segunda consiste em quantificar a dose de radiação ionizante liberada para os órgãos

radiossensíveis devido à incorporação de rádio e calcular o risco de câncer levando-se em

consideração os dados epidemiológicos referentes ao potencial de carcinogenicidade da

radiação. Esta segunda aproximação é realizada pelo modelo RADRISK, usado como um

modelo dosimetria/risco pela EPA. O modelo RADRISK é um modelo toxicocinético para

prever a dose de radiação recebida pelos órgãos do corpo devido à ingestão de qualquer

radionuclídeo carcinogênico do grupo A.

A terceira aproximação possível é o uso das doses efetivas empregadas pelo

ICRP. Este método é muito similar ao modelo RADRISK, mas difere fimdamentalmente

nos detalhes de conversão das doses órgãos-específicos na estimativa do excesso de risco

de câncer por toda a vida.

Entretanto, para os propósitos deste trabalho, resolveu-se utilizar o modelo

empregado pela EPA para o cálculo do risco devido à ingestão dos radionuclídeos naturais

" ' R a e " ' R a presentes na água potável, ou seja, o modelo RADRISK. Para calcular o

risco, a EPA assume uma relação linear entre a dose e o risco de câncer^''\ Dados obtidos

a partir de estudos envolvendo humanos ou animais geralmente fornecem uma relação

linear entre a dose de radiação e o risco de câncer. Contudo, uma exceção para esta regra é

o risco de osteosarcoma observado entre os pintores de relógios, que é melhor ajustada por

uma resposta quadrática para a dose estimada ^"'"^ Em contraste, ambos os riscos de

carcinomas no crânio observados entre os pintores de relógios expostos ao " ' R a e de

osteosarcomas observados entre os pacientes expostos ao ""Ra mostram uma resposta

linear Além disso, experimentos realizados com animais utilizando " ' R a e " ' R a

mostram uma resposta linear para osteosarcomas^'^'^°l Coeficientes lineares para o risco de

61

osteosarcoma devido à ingestão de " ' R a e " ' R a podem ser derivados como limites

superiores dos dados de pintores de relógios^'^.

A avaliação do risco devido a ingestão do rádio usando o modelo

RADRISK incorpora fatores de risco lineares estimados em fimção de dados

epidemiológicos da resposta de humanos expostos a diversos tipos de radiações ionizantes,

incluindo os pacientes injetados com quantidades conhecidas de "'*Ra. Os dados obtidos a

partir dos estudos realizados com os pintores de relógios são usados na interpretação do

risco previsto pelo modelo RADRISK, para incorporar o risco de carcinoma no crânio para

"^Ra e para ajustar a previsão de casos de leucemia.

A exposição de animais ao rádio tem causado osteosarcomas e

possivelmente leucemia e linfomas. A maior parte dos estudos dos efeitos na saúde em

animais seguida da injeção de rádio tem investigado efeitos no osso, devido ao acúmulo

preferencial e a retenção à longo prazo do rádio no esqueleto, com subsequente dano

devido ao decaimento radioativo. Estes efeitos foram demonstrados com o "' 'Ra, o " ' R a e

228

o Ra. Após periodos de exposição ao rádio relativamente curtos, foram observadas

alterações na estrutura óssea ou hematopoiese^^^l Para um tempo de exposição

consideravelmente maior da vida dos animais estudados, a indução de osteosarcomas foi

geralmente observada^'^. Estes tumores foram observados após uma única exposição ao

rádio. Casos de leucemia e linfomas foram observados após a injeção de "' 'Ra, mas estes

ocorreram em doses muito menores que aquelas observadas para osteosarcomas.

A avaliação quantitativa da carcinogenicidade animal para o rádio requer o

uso de modelos que possam estimar as doses no esqueleto resuhantes de uma única ou

múltiplas injeções de isótopos de rádio. Poucos pesquisadores tem comparado o poder de

carcinogenicidade do rádio em animais e humanos, mas tem-se concluido que os humanos

são mais sensíveis que os ratos e menos sensíveis que os cães Beagle

62

5.3.1.1.1. Osteosarcomas e carcinomas no crânio entre os pintores tie

relógios

A principal população que foi utilizada como base de dados para estudos

epidemiológicos quantitativos da exposição ao ' " R a e " ' R a é composta por um grupo de

aproximadamente 2.000 pessoas, principalmente mulheres, que trabalhavam como pintores

de painéis luminescentes de relógios no começo do século e para os quais as cargas

corporais para o rádio foram estimadas. Dois tipos de câncer, ambos com uma incidência

muho baixa, foram observados: osteosarcomas e carcinomas no crânio. A análise

quantitativa destes dados é sujeita a incertezas com respeito a incidência, por causa da

identificação incompleta dos membros deste grupo e a possíveis erros na estimativa das

doses.

Análises recentes dos dados obtidos a partir dos pintores de relógios foram

realizadas para estabelecer curvas dose-resposta que pudessem ser utilizadas para estimar o

risco decorrente da exposição a baixas doses de rádio, próxima dos níveis ambientais^"l

Para estabelecer as curvas dose-resposta devido à ingestão de rádio, é melhor tratar os

dados relativos às incidências de osteosarcomas e carcinomas no crânio separadamente.

A) Osteosarcomas

Vários pesquisadores analisaram a curva dose-resposta para a incidência de

osteosarcomas devido à exposição ao rádio. Mays e Lloyd^^'^ expressaram a dose como

uma dose média no esqueleto em rad, ponderando o ' " R a e o ' " R a igualmente e ajustando

a relação linear, o que resuhou numa incidência de tumores de 4,6x10"' por rad. A dose no

esqueleto de 1 rad corresponde a uma incorporação de 2 litros de água por dia contendo

aproximadamente 10 pCi/L de ' " R a por toda a vida^"l O comitê BEIR IV(Biological

Effects of Ionizing Radiation Committee) afirmou que a incidência de tumores a baixas

doses estimadas por Mays e Lloyd é menor que a incidência natural de cerca de 10"', que

as análises estatísticas dos resuhados obtidos por Mays e Lloyd indicaram que a resposta à

radiação tinha grande probabilidade de não ser linear e que as respostas lineares

geralmente superestimam a incidência de tumores a baixas doses^"l

63

Rowland e colaboradores^'''^'^ realizaram várias análises dos dados

epidemiológicos obtidos com os pintores de relógios, com as doses calculadas como

incorporação total de rádio no sangue, ponderando o " ' R a 2,5 vezes mais que o " 'Ra . Esta

consideração foi feita porque foi demonstrado que na indução de osteosarcomas em

humanos cada microcurie de " ' R a parece ser 2,5 vezes mais efetivo que um microcurie de

" ' R a . A incorporação total para o sangue em piCi foi calculada a partir das medidas do

conteúdo de " ' R a e " ' R a nos trabalhadores e a partir da curva de retenção de Norris^^^l

Para as estimativas de dose, a incorporação de rádio foi assumida ter sido constante

durante todo o periodo de trabalho. A ingestão foi convertida em incorporação no sangue

usando-se o fator de absorção gastrointestinal de 20%

Para este grupo de trabalhadores analisados, Rowland e colaboradores^"'^'^

também assumiram que o intervalo de tempo no qual poderia ocorrer a indução de

osteosarcoma teria início 5 anos após o início do trabalho nas indústrias (tempo que

corresponde ao periodo de latência observado para a indução deste tipo de câncer)

estendendo-se até a morte do indivíduo, ou diagnóstico do osteosarcoma ou término do

período de observação dos trabalhadores estudados. Neste grupo foram observados 42

casos de osteosarcoma entre as 1.468 pessoas analisadas. A equação encontrada por

Rowland e colaboradores^"^ que melhor ajustou os dados de osteosarcoma observados

utilizando-se todas as mulheres que trabalharam como pintoras de relógios é:

onde:

1 = 7,0x10-« X Di^x e-<°'°° ° ) (4)

I = excesso de incidência anual (osteosarcomas por pessoa-ano)

Di = incorporação total de rádio no sangue durante toda a vida (jiCi " ' R a + 2,5|iCi " ' R a )

As funções lineares fornecem ajustes muito ruins para estes dados (P menor

que 0,05). Rowland e colaboradores ^"^ demonstraram que três ou mais osteosarcomas

adicionais deveriam ser descobertos entre os pintores de relógios para que o ajuste linear

da curva não fosse rejeitado. Eles também demonstraram que mudanças nas faixas de

64

concentração de rádio incorporado produziriam ajustes lineares aceitáveis somente em

condições especiais.

1 = 2,0x10-^ X Di (6)

onde I e Di são os mesmos parâmetros definidos anteriormente.

Mays e colaboradores analisaram a incidência de osteosarcomas entre os

pintores de relógios a baixas doses baseados na equação 6 e concluíram que se o

coeficiente linear fosse reduzido por um fator de 2 para 1,0x10"', a previsão poderia não

ser rejeitada ao nível P < 0,05. Outro autor, Schlenker ^ ^ usou a mesma equação de dose

que Rowland e colaboradores e anaUsou as fixnções na região de baixas doses para os

níveis de confiabilidade de 68% e 95%. Ambas as fiinções tinham termos quadráticos, mas

também incluíam termos lineares, os quais poderiam predominar a baixas doses. Os

coeficientes para os termos Di foram 6,lxl0"'(68%) e l,6xl0"'(95%).

Resumindo, a maior parte das análises da incidência de osteosarcomas

encontrou que uma relação quadrática é a que melhor descreve o ajuste dos dados, e que

uma relação linear é somente considerável como um limite superior para respostas a baixas

doses. Coeficientes derivados para o termo linear variaram de 6,0x10"' a 2x10"' ( | iCi" 'Ra

+ 2 ,5nCi"'Ra).

B)Carcinonias no crânio

As pesquisas reaUzadas por Rowland e colaboradores^^'^ mostraram que a

carcinomas no crânio está associada a exposição ao " ' R a e não ao " 'Ra . A incidência de carcinomas

Rowland e colaboradores^"'^'^ analisaram um sub-grupo do total de

trabalhadores estudados, excluindo todas as mulheres que desenvolveram câncer dentro de

dois anos do inicio da monitoração da carga corporal de rádio. Duas fiinções foram

ajustadas aceitavelmente a estes dados:

1=1,8x10-^ X Di^ X e- °'°° '°' (5)

65

associação de carcinoma no crânio à ingestão de ' " R a é consequência do acúmulo e

subsequente decaimento radioativo do " ' R n nas cavidades do crânio, uma vez que o

radônio produto de decaimento do ' " R a tem uma meia-vida tão curta que não ocorre uma

concentração substancial do mesmo neste local^"\

Rowland e colaboradores^^'^ encontraram a seguinte relação linear:

1=1,6x10-^ X Di (7)

onde:

I = excesso da incidência anual (carcinomas no crânio por pessoa-ano).

Di = incorporação total de rádio no sangue durante toda a vida ( |iCi'"Ra).

Rowland e colaboradores ^ ' demonstraram que as relações dose-resposta

também forneciam ajustes aceitáveis para os dados de carcinomas no crânio e que a

equação 7 poderia superestimar a incidência deste tipo de câncer para periodos de tempo

muito longos após a primeira irradiação.

C)Leuceniia

O risco de indução de leucemia em humanos decorrente da exposição a

emissores alfa depositados no osso tem sido insignificante comparado àquele observado

para osteosarcoma. Em um subgrupo de 2.940 homens e mulheres que trabalhavam como

pintores de relógios antes de 1.970, foram observados 63 casos de osteosarcomas

comparado com um caso esperado naturalmente, em contraste com 10 casos de leucemia

observados comparado com nove casos esperados naturalmente ^^ ' \ Além disso, quatro

dos dez casos de leucemia observados foram leucemia linfocitica crônica, um tipo de

leucemia que não tem a sua incidência aumentada em nenhum estudo realizado a partir de

pessoas irradiadas^^'1

66

5.3.1.1.2. Risco acumulativo devido à incorporação de rádio ao longo de

toda a vida

As estimativas do risco acumulativo para os isótopos de rádio de meias-

vidas longas ' " R a e " ' R a , são calculadas segundo a metodologia proposta por Mays e

colaboradores^'^, assumindo-se uma concentração constante de Ra nos ossos ao longo da

vida, em equilíbrio, resultante da incorporação no sangue por um adulto de 1 pCi dos

isótopos de rádio por dia. A quantidade incorporada diariamente necessária para manter

uma concentração constante de rádio nos ossos pode variar para crianças, adolescentes e

adultos. Geralmente, a razão '"Ra/Ca no osso permanece aproximadamente constante com

a idade^^''^^l Muth e Globel^^'\ sugeriram possíveis picos na concentração de ' " R a nos

ossos entre 1 e 10 anos de idade, correspondendo a uma concentração média no periodo

medido 20% maior que os valores observados em adultos. Para simplificar, Mays e

colaboradores*^'^^ assumiram que a incorporação diária de ' " R a e ' " R a a níveis ambientais

resulta numa razão constante Ra/Ca no osso.

A) Risco acumulativo para carcinoma no crânio devido à incorporação de ' " R a

Para uma expectativa de vida estimada em 75 anos nos Estados Unidos,

somente a incorporação de ' " R a durante os primeiros 65 anos é considerada efetiva para a

indução de carcinomas no crânio, uma vez que o periodo mínimo de latência para este tipo

de câncer é de 10 anos^^'1

A incorporação acumulativa de ' " R a no sangue é:

IO"' |iCi/dia X 365 dias/ano x 65 anos = 0,0237 nCi (8)

A taxa de risco para carcinomas no crânio cresce linearmente do zero até 10

anos (período de latência mínimo) para um máximo 65 anos mais tarde, no final da vida.

Por meio das equações (7) e (8), a taxa de risco no final da vida é:

1,6x10"'/^iCi.ano x 0,0237 ^iCi = 0,380x10"'/ano (9)

' " R A E :

67

A taxa de risco médio durante o período é:

o . 0.380x10-'^ /a«o^

O risco acumulativo para carcinomas no crânio devido a incorporação de

0,190xl0-'/ano x 65 anos = 12x10-' (11)

Isto significa que para cada 1 milhão de pessoas que apresentem uma

incorporação de IpCi de ' " R a por dia no sangue, aproximadamente 12 casos de indução

de carcinomas no crânio podem ser previstos. Considerando-se uma taxa de incidência

natural de 5xlO'/ano, cerca de 375 carcinomas no crânio deveriam ocorrer naturalmente

entre 1 milhão de pessoas, para uma expectativa de vida média de 75 anos.

B) Risco acumulativo para osteosarcoma devido à incorporação de '"Ra

Para uma expectativa de vida de 75 anos, somente a incorporação de ' " R a

durante os primeiros 70 anos é considerada efetiva para a indução de osteosarcomas por

causa do periodo de latência minimo de 5 anos assumido para este tipo de câncer

A incorporação acumulativa de ' " R a no sangue é:

lO'VCi/dia X 365dias/ano x 70 anos = 0,0256 ^Ci (12)

A taxa de risco para a indução de osteosarcomas cresce linearmente do zero

até 5 anos (periodo de latência mínimo) para um máximo 70 anos mais tarde, no final da

vida. A partir das equações (12) e (13):

1= 1x10-' X Di (13)

onde I e Di foram definidos anteriormente.

68

A taxa de risco no final da vida é:

1x10-' nCi/ano x 0,0256 nCi = 0,256x10-' /ano (14)

A taxa de risco medio no período é:

o + 0 .256X10^ lano^ 0 . 128x10^ (15)

O rísco acumulativo para osteosarcoma devido à incorporação de " ' R a é:

0,128xl0-'/ano x 70 anos = 9x10'' (16)

Isto significa que para 1 milhão de pessoas expostas, aproximadamente nove

casos de indução de osteosarcoma poderíam ser previstos. Considerando-se uma taxa de

incidência natural média de 1 x 1 0 - ' por ano, cerca de 750 osteosarcomas deveriam ocorrer

naturalmente entre 1 milhão de pessoas expostas durante suas vidas, para uma expectativa

de vida de 75 anos.

Um total de 21 cánceres induzidos pela incorporação de ' " R a por toda a

vida (12 carcinomas e 9 sarcomas) são previstos para esta população exposta.

C) Risco acumulativo para a indução de osteosarcoma devido à incorporação de "*Ra

Seguindo-se o procedimento anterior, mas assumindo-se que cada |j,Ci de

" ' R a é equivalente à 2,5|iCi de " ' R a para a indução de osteosarcomas^^'\ cerca de 2,5 x 9

= 22 osteosarcomas podem ser previstos para 1 milhão de pessoas, considerando-se uma

incorporação diária no sangue de 1 pCi de " ' R a .

69

Para se avaliar o risco devido a exposição de seres humanos ao radônio, a

maior parte dos estudos recentes tem examinado principalmente as elevadas concentrações

de " ' R n presentes no ar em ambientes de ventilação restrita, como por exemplo, em minas

de carvão e de urânio abandonadas ou em moradias. Estes estudos revelaram que as ahas

concentrações de " ' R n presentes no ar são muito mais prejudiciais à saúde que o radônio

ingerido a partir da água potável no dia à dia. Como consequência disso, a maior parte dos

trabalhos de risco relacionados a presença de radônio na água de abastecimento tem

enfocado a transferência por emanação do ' " R n da água para o ar dentro das

moradias^^^''"''^ Assume-se nestes casos, que o risco ocasionado pelo uso da água contendo

concentrações elevadas de ' " R n pode ser determinado considerando-se apenas a via de

inalação, havendo pouca necessidade de incluir o risco decorrente da ingestão direta da

água.

Apesar disso, para os propósitos deste trabalho, serão explorados os cálculos

para a estimativa do risco por toda a vida ocasionado pela ingestão direta do ' " R n presente

na água potável.

Ao contrário do que ocorre para o rádio, não existem na literatura curvas

dose-resposta estabelecidas a partir de dados epidemiológicos disponíveis em seres

humanos ou animais que possibilitem quantificar o risco decorrente da ingestão de radônio.

Apesar disso, é bem conhecido que a irradiação interna e externa pode causar câncer,

existindo estimativas quantitativas do risco de câncer associado a uma determinada dose de

radiação em um órgão humano especifico. Deste modo, uma estimativa do risco decorrente

da ingestão de radônio pode ser feita determinando-se as doses em cada órgão levando-se

em conta a toxicocinética do radônio, utilizando-se fatores de risco órgão-específicos.

As primeiras avaliações do comportamento biocinético do radônio no corpo

humano foram fehas ainda na década de 1960. Estes estudos, foram realizados em

voluntários humanos, envolvendo a determinação do movimento do radônio através corpo,

após a ingestão de quantidades conhecidas do mesmo. Os dados obtidos permitiram uma

5.3.1.2. Radônio

70

estimativa limitada das doses no corpo inteiro, assim como as doses em alguns tecidos e

órgãos específicos.

Andersson e Nilsson^'"'^ utilizaram medidas de corpo inteiro para estudar a

retenção do radônio. Estas medidas indicaram que o radônio era retido no corpo com uma

meia-vida de remoção biológica entre 30 e 70 minutos, apesar de uma liberação muito

pequena a longo prazo ter sido notada algumas centenas de minutos após a incorporação.

Estes resultados ft)ram confirmados em estudos subsequentes^'"'''''"'''"'^

As doses efetivas no corpo inteiro estimadas por vários autores variaram de

4x10"^ a 1x10^^ Sv por Bq de radônio ingerido^''\ Entretanto, como estes estudos se

basearam em medidas de corpo inteiro, as doses em cada órgão ou tecido do corpo não

puderam ser avaliadas.

Hursh e colaboradores^''^ realizaram um estudo mais detalhado, examinando

vários compartimentos do corpo humano separadamente, os quais incluíram o sangue

venoso e o ar exalado na respiração. A partir deste estudo, concluiu-se que as maiores

doses eram recebidas no figado e no trato gastrointestinal (particularmente no estómago).

As doses efetivas obtidas por Hursh e colaboradores^"^ foram da mesma ordem de

grandeza daquelas obtidas por outros autores, mas o estudo demonstrou que as AMA

concentrações de Rn no sangue entravam rapidamente em equilibrio com as do figado, a

concentração máxima no figado sendo observada cerca de 5 a 15 minutos após a ingestão.

O mesmo estudo mostrou que o radônio deixa o corpo principalmente através da exalação

do ar contido nos pulmões: mais de 95% do radônio é liberado por esta via. Suomela e

Kahlos^'"'^ demonstraram que isto ocorre tanto com humanos quanto com ratos, e que a

meia-vida de remoção biológica está relacionada a razão área superficial dos

pulmões/massa do tecido, os valores sendo similares para as duas espécies estudadas. Estes

resultados foram utilizados por Crawford-BroW""^ para sugerir que a meia-vida de

remoção biológica e a via de remoção do " ' R n ingerido são as mesmas para humanos á

qualquer idade.

As medidas mais recentes da biocinética do radônio ingerido nos vários

órgãos e tecidos do corpo foram realizadas por Correia e colaboradores^'"'^ no Hospital

71

Geral de Massachusetts, como parte de um trabalho conjunto com a EPA. Estes autores

estudaram o movimento do xenônio (um gás nobre como o radônio) através dos órgãos de

voluntários humanos aduhos que ingeriram aproximadamente 2mCi de ' ' 'Xe . A

concentração em vários órgãos foi medida por uma camera de cintilação externa, em

intervalos de tempo consecutivos até um pouco mais que 10 horas. Empregando-se

coeficientes de partição conhecidos, as concentrações de radônio esperadas em cada órgão

puderam ser estimadas.

A partir destes dados, Crawford-BroW""^ desenvolveu um modelo

compartimental para o movimento do radônio no corpo humano. Os compartimentos

considerados foram:

(1) estômago;

(2) intestino delgado;

(3) intestino grosso superior;

(4) intestino grosso inferior;

(5) sangue, fígado e pulmões;

(6) tecidos do corpo em geral;

(7) espaço aéreo pulmonar e espaço aéreo traqueobronquial.

As constantes de transferência do radônio entre os vários compartimentos

foram calculadas para um adulto, considerando-se o modelo do ICRP^'*''^

O modelo previsto a partir destes dados mostrou que o radônio se move do

trato gastrointestinal para a corrente sanguínea, sendo prontamente transportado para o

fígado e os pulmões. Nos pulmões, a concentração de radônio entra rapidamente em

equilíbrio com a concentração no sangue alveolar. A taxa de troca de ar na região alveolar

de um aduho é cerca de 7,5 litros por minuto. Uma parte do radônio presente no sangue é

solubilizado na água contida no corpo, sendo distribuída uniformemente. As concentrações

de radônio no sangue e no figado permanecem elevadas até o instante em que o fluxo de

entrada a partir do trato gastrointestinal é interrompido.

72

Estômago 3 X 10 ^

Intestino delgado 4,6 X 10"'

Intestino grosso superior 3,3 X 10"'

Intestino grosso inferior 1,9 X 10 '

Fígado 6,8 X 10 '

Outros tecidos S ,4xl0- ' "

Pulmões 2,24 X 10'^ a 8,5 x 10"'

Deste modo, a estimativa do risco pode finalmente ser realizada

empregando-se o cálculo das doses efetivas, adotado pelo ICRP^'\ Para tanto, assume-se

uma relação dose-resposta linear. Também foi assumido que os fatores de risco para

adultos são válidos para todas as idades.

Nos EUA, utiliza-se nestes cálculos uma expectativa de vida de 73 anos. O

período de latência é considerado 10 anos para todos os tipos de câncer.

A concentração média de " ' R n na água potável ponderada pela população é

cerca de 4 Bq/L. A taxa de ingestão diária de água é considerada 2 L/d pela EPA. Contudo,

alguns valores mais realísticos podem mostrar taxas de ingestão próximas a 1 L/d.

A partir dos dados de Correia e colaboradores^'"'^ as concentrações de

radônio foram determinadas em cada compartimento em ílinção do tempo, assumindo-se a

incorporação de 1 Bq no estômago, no instante t=0. As doses efetivas nos órgãos do corpo

foram obtidas partindo-se dessas concentrações e mostraram que as doses no estômago são

significativamente maiores que nos outros órgãos. A dose efetiva nos pulmões devido à

ingestão de radônio é bem menor que aquela devido a emanação do radônio no ar das

moradias. Estas doses foram estimadas a partir dos fatores de conversão de dose

apresentados na Tabela 7.

Tabela 7. Fatores de conversão de dose nos órgãos do corpo obtidos após a ingestão

de 1 Bq de ' " R n a partir da água^'"'^

Órgão Fator de Conversão de Dose (Sv/Bq)

73

Assumindo-se a concentração média de 4 Bq/L e a taxa de ingestão de água

de 2 L/d, a incorporação anual de " ' R n deverá ser 2.920 Bq. A dose efetiva para cada

órgão pode ser determinada multiplicando-se a incorporação anual de " ' R n pelos fatores

determinados experimentalmente apresentados na Tabela 7. Assim, para cada ano da vida

de um adulto, as doses efetivas no estômago, intestino delgado, intestino grosso superior,

intestino grosso inferior, fígado, pulmões e outros tecidos foram estimadas em 9x10"",

1x10"*, 1x10"*, 6xl0"', 2x10"' e 2x10"' Sv, respectivamente.

A dose efetiva no corpo inteiro é obtida pela somatória das doses efetivas

nos órgãos e tecidos do corpo considerados, cada dose multiplicada pelo seu respectivo

fator de ponderação em massa. Ponderando-se os valores anteriores, a dose efetiva anual

no corpo inteiro é de 1x10"" Sv/ano.

Para um período de incorporação de 63 anos (73 anos de expectativa de vida

considerados menos 10 anos do período de latência para todos os tipos de câncer), a dose

efetiva acumulativa no corpo todo será:

63 anos x 1x10"* Sv/ano = 6,3x10"' Sv (17)

A probabilidade de indução de cánceres fatais na população em geral, para

todas as idades, foi estimada pelo ICRP 26^'°'^ como sendo 1x10"' por Sv. Isto não inclui o

risco à saúde proveniente de cánceres não-fatais ou efeitos hereditários. Muhiplicando-se a

dose efetiva no corpo inteiro, calculada a partir da incorporação de ' " R n por toda a vida,

por esse fator de rísco teremos:

6,3x10"' Sv X 1x10"' cánceres fatais/Sv = 6,3x10"' cánceres fatais por toda a vida (18)

Este é o rísco de indução de cánceres fatais por toda a vida nos EUA, a

partir da ingestão de água de abastecimento contendo uma concentração média de 4 Bq/L

de " ' R n . As contríbuições de cada órgão para o rísco total são 75% do estômago, 8% do

intestino delgado, 8% do intestino grosso superíor, 5% do intestino grosso inferior, 1,5%

do fígado e 2,5% dos pulmões, respectivamente.

74

Algumas considerações podem ser feitas em relação a estes resultados. Os

estudos envolvendo a ingestão de radônio assumem que ele não é prontamente exalado do

estômago para o esófago. Se isto não for verdade, então o risco certamente será bem menor

que aquele calculado anteriormente, pois a concentração de radônio absorvida pelo trato

gastrointestinal será menor. Além disso, existem grandes incertezas associadas aos fatores

de ponderação para o câncer de estômago e de intestino adotados pelo ICRP, que na

ausência de estudos epidemiológicos mais conclusivos, tem sido utilizados apenas como

valores prováveis ou limites superiores. Deste modo, deve-se reconhecer que o risco

determinado anteriormente provavelmente representa uma superestimativa. Por último,

alguns estudos tem mostrado que a ingestão é uma via que não deve ser ignorada na

avaliação do risco devido à exposição ao radônio.

75

CAPÍTULO 6:

6. Parte experimental

6.1. Localização e descrição das regiões estudadas no Estado de São Paulo

6.1.1. As grandes unidades geológicas do Estado de São Paulo

A área do Estado de São Paulo faz parte da Plataforma Sul-Americana e o

seu registro geológico é bastante extenso, cobrindo o intervalo que vai do período

Arqueano ao Holoceno.

Até o inicio do Paleozóico, na metade oriental do Brasil, formaram-se

diversas rochas por processos distintos, compondo o que tradicionalmente se chama de

complexo cristalino (por ser formado essencialmente de rochas magmáticas e

metamórficas) ou basal (por se posicionar estratigráficamente sob mantos sedimentares),

que representa o embasamento da plataforma. Este embasamento cristalino que se expõe

em várias regiões do Brasil, quando ocorre na faixa costeira é conhecido como Escudo

Atlântico^'"'^

No complexo cristalino do Estado de São Paulo, foram identificados cinco

dominios tectónicos importantes: o Maciço de Joinvile, a Faixa de Dobramentos Apiai, a

Faixa de Dobramentos São Roque, o Maciço Guaxupé e a Faixa de Dobramentos Uruaçu.

A Figura 6 apresenta a distribuição destas formações geológicas no complexo cristalino do

Estado de São Paulo.

76

Fanerozóico

FAIXAS BRASILIANAS

I 1 - ApiQj'

2- São Roque

FAIXA URUAÇUANA

3 - Uruaçu

MACIÇOS BRASILIANOS (incluindo unidadaa pra-DRASJ lianas mais OU menos retrabathaóaa no Brasiliano)'

4 - Joinville

5 - Guaxupé

50 100 km

Figura 6. Compartimentação Geotectónica do Embasamento Cristalino do

Estado de São Paulo^^^^^

Sobre o embasamento cristalino, acumularam-se desde o periodo

Devoniano até o periodo Jurássico, extensos pacotes sedimentares, formando grandes

bacias, das quais a mais importante no Estado de São Paulo é a do Paraná.

A partir do período Jurássico Superior, ocorreram novos processos

tectónicos, tanto na região do escudo cristalino quanto na Bacia do Paraná. Na Bacia do

Paraná se depositaram sedimentos e rochas vulcânicas basáUicas, completando o pacote

que compõe a cobertura da plataforma. No Escudo Atlântico também se formaram

77

COMISSÃO uacmi DE ENERGIA NUCLEAR/SP

depósitos sedimentares, porem em áreas mais restritas. Várias intrusões ocorreram tanto na

região da bacia sedimentar quanto no embasamento cristalino.

Dessa maneira, na configuração da superfície do Estado de São Paulo

podem ser obsevadas:

a) a região do Escudo Atlântico, com áreas restritas de coberturas sedimentares e pequenas

intrusões jurássico-paleocênicas;

b) a região da Bacia do Paraná, com cobertura sedimentar e vulcânica da plataforma,

apresentando importantes intrusões juro-cretáceas.

A Figura 7, apresentada à seguir, mostra as principais unidades geológicas

do Estado de São Paulo.

Quanto à compartimentação morfoestrutural mais recente, o Estado de São

Paulo encontra-se subdividido nas seguintes unidades principais, o Cinturão Orogênico do

Atlântico, a Bacia Sedimentar do Paraná e as Bacias Sedimentares Cenozóicas'-'°^\

I I •s •ã

I •§ I I

t Î

s:

2

I

79

Em relação a sua hidrografia, o Estado de São Paulo encontra-se

subdividido em 8 zonas hidrográficas, as quais compreendem por sua vez, 29 bacias

hidrográficas, que podem ser observadas no Apêndice A deste t r a b a l h o ^ ' E s t a

classificação é utilizada pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental -

CETESB, da Secretaria do Meio Ambiente, para efeito de controle dos padrões de

qualidade das Águas Interiores do Estado de São Paulo e será descrita no presente trabalho

com a finalidade de facilitar a localização das regiões estudadas e a interpretação dos

resuhados. Esta divisão do Estado de São Paulo em 8 zonas hidrográficas, também vem

sendo utilizada pela Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo - SABESP

na sub-divisão política dos sistemas de abastecimento público em Unidades Regionais de

Negócio. As chamadas 'TJnidades Regionais de Negócio" foram estabelecidas

administrativamente para melhor gerenciar os recursos hídricos das bacias hidrográficas,

com as quais estas se identificam. No mundo inteiro tem-se adotado como unidade-padrão

de gestão dos recursos hídricos a bacia hidrográfica.

A primeira zona hidrográfica do Estado de São Paulo abrange a parte

superior do rio Tietê, desde suas cabeceiras até a barragem do reservatório de Barra Bonita,

numa extensão de 592 km, correspondentes a uma área de drenagem de 32.005 km'. Esta

zona compreende as seguintes bacias hidrográficas:

- Alto Tietê /Cabeceiras;

- Alto Tietê /Zona Metropolitana;

- Billings;

- Cotia;

- Guarapiranga;

- Tietê Médio-Superior;

- Capivari;

- Jundiai;

- Piracicaba;

- Sorocaba.

A segunda zona hidrográfica do Estado de São Paulo abrange a bacia do

Tietê desde a bartagem de Barra Bonita até sua foz no Rio Paraná, com uma área de

80

aproximadamente 38.790 km', correspondente a cerca de 15,7% da área total do Estado,

compreendendo 3 bacias hidrográficas:

- Tietê Médio-Inferior;

- Baixo Tietê;

- Paraná (Vertentes Parciais).

A terceira zona hidrográfica situa-se ao sul da bacia do Tietê Baixo, na

porção ocidental de São Paulo, correspondendo a uma área de drenagem de

aproximadamente 25.275 km'. Esta zona compreende as seguintes bacias hidrográficas:

- Peixe;

- Aguapei ou Feio.

A quarta zona hidrográfica, que ocupa 48.755 km', ou quase 20% da área

do Estado, engloba as seguintes bacias:

- Santo Anastácio;

- Alto Paranapanema;

- Baixo Paranapanema;

A quinta zona hidrográfica do Estado de São Paulo se extende por 622 km

da região do litoral, possuindo uma área de drenagem de aproximadamente 26.405 km',

dos quais apenas 18.049 km' encontram-se no território do Estado. Esta zona compreende

as seguintes bacias hidrográficas:

- Baixada Santista;

- Litoral Norte;

- Litoral Sul;

- Ribeira do Iguape.

A sexta zona hidrográfica possui cerca de 14.560 km'(5,9% da área do

Estado), englobando as seguintes bacias:

- Paraiba do Sul;

- Serra da Mantiqueira.

81

A sétima zona hidrográfica abrange a porção norte-nordeste do Estado de

São Paulo, totalizando aproximadamente 58.635 km' de área de drenagem. É

compreendida pelas seguintes bacias hidrográficas:

- Sapucai-Mirim;

- Pardo;

- Mogi-Guaçu.

A oitava zona hidrográfica possiu aproximadamente 20.875 km' de área de

drenagem, incluindo as bacias:

- Turvo;

- São José dos Dourados;

- Grande (Vertentes Parciais).

6.2. Coleta e preparo das amostras

As amostras de água de abastecimento ft)ram coletadas pela SABESP em

452 localidades distribuidas em 8 Unidades Regionais de Negocio do interior e do litoral

do Estado de São Paulo, que podem ser observadas na Figura 8. O programa de

amostragem foi iniciado em Setembro de 1994 e concluido em Agosto de 1996,

abrangendo 53,5% dos 574 municipios e distritos que compõe o Estado, segundo dados

estatísticos do censo preliminar de 1996^'"^ Dentre os 307 municipios operacionalizados

pela SABESP, 31 fazem parte da região litorânea e 276 do interior. As Unidades Regionais

de Negócio são:

- IV - Unidade de Negócio Vale do Paraíba;

- IT - Unidade de Negócio Baixo Tietê/Grande;

- LB - Unidade de Negócio Baixada Santista;

- LR - Unidade de Negócio Vale do Ribeira,

- LN - Unidade de Negócio Litoral Norte;

- IM - Unidade de Negócio Médio Tietê;

- IB - Unidade de Negócio Baixo Paranapanema;

- IA - Unidade de Negócio Alto Paranapanema.

UNIDADES DE NEGOCIO REGIONAIS

M - VICE PRESIDÊNCIA METROPOLITANA

LR - UNIDADE DE NEGÓCIO VALE DO RIBEIRA

LB - UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXADA SANTISTA

LN - UNIDADE DE NEGÓCIO LITORAL NORTE

IV - UNIDADE DE NEGÓCIO VALE DO PARAÍBA

IA - UNIDADE DE NEGÓCIO ALTO PARANAPANEMA

IM - UNIDADE DE NEGÓCIO MÉDIO TIETÊ

IG - UNIDADE DE NEGÓCIO PARDO/GRANDE

IT - UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXO TIETÊ/GRANDE

IB - UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXO PARANAPANEMA

Mapa do Estado de São Paulo Divisão por Unidades de Negócio

Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo Vlce-Presidência Interior - IPE

83

Nestes sistemas de abastecimento, os processos de captação, tratamento e

fornecimento de água potável para a população são de responsabilidade da SABESP. O

procedimento de coleta utilizado na campanha de amostragem foi estabelecido de acordo

com as metodologias recomendadas pelo "Standard Methods for the Examination of Water

and Wastewater 16ed" " ''' e pelo Manual de Coleta e Preservação de Amostras de Água

da CETESB^'''I Para as determinações de " ' R a e " ' R a e as medidas preliminares de

radioatividade alfa e beta total, foi coletado em cada ponto, um volume de lOL de água

bruta (antes do tratamento), utilizando-se galões de polietileno. As amostras foram

aciduladas com 20 mL de H N O 3 65%, de modo que o pH das mesmas no interior dos

galões fosse < 2, evitando o crescimento de microorganismos e a adsorção dos elementos a

serem analisados nas paredes do recipiente. Também foram realizadas em cada coleta as

medidas dos seguintes parâmetros físico-químicos: pH, temperatura da água, temperatura

do ar e condutividade elétrica, tendo sido observado, além disso, a ausência ou presença de

chuvas.

Para a determinação de ' " R n nas águas de abastecimento, foram coletados

10 mL de amostra de água, os quais foram lentamente adicionados a 10 mL da solução

cintiladora Instagel XF(Packard Instrument Co.) contidos em um fi-asco de vidro para

cintilação líquida. Estas amostras foram homogeneizadas, mantidas à baixa temperatura em

uma caixa térmica e enviadas ao Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares - IPEN

num prazo inferior a três dias para a determinação do " ' R n pelo método de cintilação

líquida no Departamento de Aplicações de Técnicas Nucleares.

Finalmente, para a realização das medidas das concentrações de cátions e

ânions específicos, foram coletadas duas alíquotas de 100 mL da amostra de água bruta em

dois fi-ascos de polietileno com 100 mL de capacidade. Apenas no frasco destinado à

análise dos cátions em solução, foi adicionado 1 mL de H N O 3 65%, como preservante.

Estas amostras foram encaminhadas para análise no Laboratório de Hidrogeoquimica H, do

Centro de Pesquisas de Águas Subterrâneas - CEPAS, do Departamento de Geologia

Econômica e Geofísica Aplicada, do Instituto de Geociências da USP.

E importante ressaltar que em todas as coletas amostrou-se a água de

abastecimento bruta, ou seja, antes do tratamento convencional. Nos casos de águas

84

provenientes de poços tubulares profundos, onde o tratamento convencional inclui na

maior parte das vezes, apenas uma etapa de cloração antes de ser distribuida à população,

tomou-se o cuidado de desligar a bomba de adição de hipoclorito de sódio e bombeou-se

por certo tempo a água do poço, testando-se a amostra de água até que o teste com o

reagente ortotoluidina (que é específico para o hipoclorito e, quando positivo, a amostra

adquire uma coloração amarela intensa) indicasse a ausência do mesmo. Deve-se

acrescentar que neste trabalho cada local íoi amostrado uma única vez, excetuando-se

alguns poucos pontos nos quais as medidas preliminares de radioatividade alfa e beta total

tiveram seus limites superados. Além disso, todas as medidas foram realizadas em

duplicata.

6.3. Métodos analíticos

6.3.1. Determinação de ^^^Ra e ^^^Ra pelas medidas alfa e beta total

226 228

Neste trabalho, as medidas das concentrações de atividade de Ra e Ra

presentes nas amostras de água foram realizadas pelas contagens alfa e beta total,

respectivamente, de um precipitado contendo o rádio, neste caso, o Ba(Ra)S04, em um

detector proporcional de fluxo gasoso de baixa radiação de fundo, modelo Berthold LB

770. Esta metodologia é muito conveniente para se quantificar ' " R a e " ' R a em amostras

ambientais, nas quais estes radionuclídeos estão presentes, na maior parte das vezes, em

concentrações muito baixas ou como traços. Além disso, esta técnica é vantajosa, pois

apresenta como características principais uma baixa radiação de fundo e

consequentemente, um Umite inferior de detecção também muito baixo^""' ' ' ' \ O

procedimento experimental adotado foi desenvolvido por Oliveira^''"^ , que obteve um

limite inferior de detecção de 2,2 mBq/L para ' " R a e 3,7 mBq/L para ' " R a .

As medidas das concentrações de atividade de ' " R a e ' " R a por meio das

contagens alfa e beta total foram realizadas nos Laboratórios de Radioquímica e de

Radiometría do Departamento de Radioproteção Ambiental do IPEN. Para tanto, um

volume inicial de 3L das amostras de água coletadas anteriormente em meio HN03(pIfe2),

foi pré-concentrado à IL por evaporação em chapa aquecedora, em bequer de vidro pyrex

com 2L de capacidade. Todas as análises foram realizadas em duplicata.

85

A separação radioquímica foi realizada adicionando-se às amostras de água

pré-concentradas e aciduladas com 7 mL de ácido cítricoíCeHgOT.HaO) 1 M, carregadores

de bário(20mg) e de chumbo(20mg). Em seguida, neutralizou-se o pH destas amostras

utilizando-se vermelho de metila e NfLOH concentrado, até a viragem do indicador de

vermelho à amarelo ( pH 4,4 a 6,2).

Os carregadores foram adicionados com o objetivo de aumentar as

concentrações de Ba'^ e Pb'^ em solução, possibilitando a co-precipitação dos isótopos de

chumbo e rádio na forma de sulfatos, mesmo quando estes radionuclídeos se encontram em

níveis muito baixos na amostra de água potável. O ácido cítrico é utilizado para complexar

possíveis interferentes, principalmente Fe'^ e Al'^, que precipitam como hidróxidos na

etapa de neutralização com N H 4 O H concentrado.

À seguir, as amostras foram aquecidas à temperatura de ebulição,

adicionando-se sob agitação constante por 5 minutos, 50 mL de uma solução de H 2 S O 4

3M. Após a precipitação dos sulfatos de bário, rádio e chumbo, as amostras foram deixadas

em repouso à quente por cerca de uma hora, a uma temperatura aproximada de 80°C. As

amostras permaneceram em repouso por uma noite, para que ocorresse o processo de

digestão do precipitado e a decantação.

No día seguinte, após a decantação do precipitado, o sobrenadante foi

retirado com o auxilio de uma pipeta de vidro conectada a uma bomba de vácuo e

desprezado. O precipitado de sulfato de bário, rádio e chumbo foi transferido para um tubo

de centrifuga de vidro pyrex com 100 mL de capacidade com o auxilio de água deionizada,

tendo sido centrifugado a 1700 rpm por cerca de 10 minutos. Novamente, o sobrenadante

foi retirado com o auxilio de uma pipeta de vidro e desprezado. Na etapa posterior, lavou-

se o precipitado com cerca de 40 mL de uma solução de H 2 S O 4 0,1M e repetiu-se o

procedimento de centrifugação. Esta úhima lavagem com H 2 S O 4 0,1M tem a finalidade de

evitar a solubilização dos precipitados de sulfato de bário, rádio e chumbo formados,

favorecendo a eliminação de possíveis interferentes.

Após a centrifugação, desprezou-se o sobrenadante e o precipitado foi

dissolvido em banho-maria, com a adição de 2,0g de EDTA sal

86

R /SP (rei

dissódico(CioHi4N2Na208.2H20), 40 mL de água deionizada e 2mL de N H 4 O H

concentrado (pH entre 9,0 e 10,0). Quando o precipitado foi totalmente solubilizado, foram

adicionados à amostra 5 mL de uma solução de (NH4)2S04 25 mg/mL, gotas de vermelho

de metila e acertou-se o pH para a faixa 4,5-5,0 com uma solução de ácido acético glacial

( H 3 C - C O O H ) p.a.. Finalmente, precipitou somente o Ba(Ra)S04, enquanto o chumbo

permaneceu complexado com o EDTA no sobrenadante. Neste instante, foram anotados o

dia e a hora da precipitação.

Esta última reprecipitação tem por finalidades eliminar elementos

interferentes que poderiam precipitar como sulfato, principalmente o chumbo, tório e

cálcio. Durante o ajuste de pH com ácido acético glacial deve-se ter o cuidado de observar

a coloração assumida pelo indicador (viragem do amarelo para rosa), pois se o pH da

amostra for muito baixo, é possível que interferentes que estejam presentes na solução

possam ser precipitados, ou ainda, que haja uma pequena dissolução do sulfato de bário e

rádio devido a formação do ânion hidrogenossulfato.

Na manhã seguinte, o precipitado de Ba(Ra)S04 foi filtrado à vácuo,

utilizando-se o papel de filtro quantitativo em microfibra de vidro AP20, com 47 mm de

diâmetro e porosidade de 0,45 jxm, da marca Millipore. Durante a filtração, utilizou-se uma

solução de lavagem de álcool etílico (C2H5OH) 50%. Após a filtração, o rendimento

químico da precipitação foi determinado gravimétricamente. Para tanto, as amostras de

Ba(Ra)S04 foram secas em estufa a 110°C por 1 hora, resfi^iadas em dessecador e pesadas

em balança analítica até se obter massa constante. Para cada 20 mg de carregador de bário

adicionados à amostra de água no início do procedimento radioquímico, deveria obter-se

cerca de 34,8 mg de Ba(Ra)S04 no final do processo.

Todos os reagentes utilizados na separação radioquímica descrita neste

procedimento experimental foram de grau analítico. O rendimento químico gravimétrico

médio obtido neste método esteve em tomo de 95%.

Os três isótopos de rádio emissores-alfa (" 'Ra, "'*Ra e " ' R a ) apresentam

meias-vidas bastante diferentes. Esses isótopos podem ser identificados pela taxa de

crescimento de seus filhos no precipitado. A atividade do " ' R a aumenta numa proporção

87 equivalente à meia-vida do " ' R n (3,8 dias). A atividade do " ' R a aumenta rapidamente e

decresce com a meia-vida de 11,4 dias. No caso do "''Ra, o isótopo e seus dois primeiros

filhos atingem a saturação em poucos segundos e a atividade passa então a decrescer

lentamente, enquanto " ' P b cresce com uma meia-vida de 10,6 horas e o " ' 'Ra decai com

uma meia-vida de 3,64 d ias^ '" ' " ' \

É aconselhável realizar a medida de " ' R a em amostras ambientais após 21

dias de crescimento. Após este intervalo de tempo, as contribuições do " ' R a e do " ' 'Ra são

praticamente nulas, enquanto que atingidas mais de 5 meias-vidas do ' "Rn , obtém-se cerca

de 95% do equilibrio radioativo.

A determinação de ' " R a pode ser realizada por meio da medida beta total

do precipitado de Ba(Ra)S04 e é relativa a contagem do ' " A c , seu descendente imediato.

Os possíveis elementos interferentes são os isótopos de rádio emissores-alfa e os produtos

de decaimento do " 'Ra , principalmente os que são emissores-beta, o "' 'Bi e o "'*Pb.

Deste modo, a escolha do tempo de espera para a contagem das amostras é

de importância fiíndamental, porque deve considerar o equilibrio entre o radionuclídeo

estudado e seus descendentes. Neste caso, a amostra de Ba(Ra)S04 pode ser medida a

partir de 21 dias da data de precipitação, tempo necessário para que " ' R a entre em

equilibrio radioativo com seus filhos, para que as contribuições dos outros isótopos de

rádio emissores-alfa ' " R a e " ' 'Ra sejam nulas e suficiente para que o equilibrio

' " R a / ' " A c seja igualmente atingido.

Para a determinação das concentrações de atividade de ' " R a e ' " R a nas

amostras de água de abastecimento público pelas medidas alfa e beta total, além das

contagens determinadas no detector proporcional de fluxo gasoso de baixa radiação de

fiíndo, alguns outros parâmetros, tais como as respectivas vohagens de operação dos

patamares alfa e beta, as eficiências de contagem, as contagens da radiação de fiando e o

levantamento de uma curva de crescimento para ' " R a e filhos tiveram de ser estabelecidos.

A tensão de operação do detector proporcional de fluxo gasoso para a

medida alfa total foi definida a partir de várias medidas realizadas com uma fonte

88

eletrodepositada de ' '"Am (emissor-alfa 5,5 MeV; meia-vida de 432,6 anos) de atividade

conhecida, que foi medida por dez minutos, variando-se a vohagem aplicada no sistema de

800 a 1.295 V. A partir destes dados, a voltagem de operação do detector proporcional de

fluxo gasoso para a contagem alfa total foi definida em 1.075 V. A voltagem de operação

para a medida beta total foi estabelecida da mesma maneira, contando-se, neste caso, uma

fonte de '°'*T1 (emissor-beta 7,6 keV; meia-vida 3,78 anos), variando-se as vohagens

aplicadas no sistema de 1.300 a 1.993 V. Finalmente a tensão de operação beta foi

estabelecida em 1.775 V.

A determinação da eficiência alfa total para a medida de ' " R a no detector

proporcional de fluxo gasoso foi realizada utilizando-se três padrões de referência de

''*'Am, especialmente preparados pelo Laboratório Nacional de Metrologia das Radiações

Ionizantes do Instituto de Radioproteção e Dosimetria - IRD, os quais foram

eledrodepositados em discos de níquel com dimensões de 5,5 cm de diâmetro e atividades

variando de 11,9 a 15,6 Bq (2%). O sistema de contagem empregado nas medidas, o

detector Berthold LB 770, possui dez detectores circulares (geometria 2n; diâmetro de 2

polegadas), que são calibrados simultaneamente. O tempo de medida de cada padrão foi de

60 minutos. A partir destes dados, a eficiência alfa média obtida para a medida de ' " R a foi

de 27%.

Quando reahzamos a medida beta total das amostras de Ba(Ra)S04, estão

presentes na amostra os isótopos ' " R a e " ' R a , uma vez que estes foram separados

químicamente. Assim, na voltagem de operação em que são efetuadas as medidas beta total

(1.775 V), as partículas alfa emitidas pelo ' " R a , tanto como as partículas alfa e beta

emitidas por seus descendentes, são detectadas juntamente com as partículas beta do " ' A c

(1,2 MeV; 2,1 MeV). Deste modo, obtém-se uma taxa de contagem beta total relativa a

' " R a , seus descendentes e " ' A c , fazendo-se necessário determinar uma eficiência de

contagem beta para ' " R a e filhos nesta vohagem de operação, para que se possa

discriminar posteriormente, esta contribuição na medida beta total.

A eficiência beta para ' " R a foi determinada pela medida de 5 amostras de

Ba(Ra)S04, obtidas pela precipitação de um litro de água deionizada contendo um padrão

de ' " R a , com concentrações de atividade variando de 8,4 a 18,7 Bq. Durante a medida, é

i.

89

colocado sobre o precipitado uma folha de papel de filtro quantitativo (Whatman 50), que

tem por objetivo barrar as partículas beta de baixa energia do " ' R a (40 keV) e as partículas

alfa emitidas por " ' R a e filhos. O tempo de medida de cada padrão foi de 400 minutos. A

partir destas medidas, a eficiência beta média determinada para ' " R a e descendentes foi de

70%.

A eficiência beta para " ' R a foi determinada pela medida beta total de 5

amostras de Ba(Ra)S04 obtidas pela precipitação de IL de água deionizada contendo um

padrão de " ' R a com atividades variando de 5,9 a 6,1 Bq. O tempo de medida de cada

padrão foi de 400 minutos. A partir destas medidas, a eficiência beta média determinada

para o " ' R a foi de 42%.

As taxas de contagem médias relativas à radiação de fimdo do sistema de

detecção determinadas neste trabalho são aproximadamente 0,050 cpm para a contagem

alfa total e 0,800 cpm para a contagem beta total, respectivamente.

Tendo sido estabelecidos os parâmetros de calibração do detector

proporcional de fluxo gasoso de baixa radiação de fiando, a concentração de atividade de

" ' R a foi obtida a parth- das seguintes expressões:

Rn - Bg A{226Ra) = (19)

- Át 60.RQ.EFa.fabs.[l + k(\ - e )].Q

onde:

A(" 'Ra) = atividade de " ' R a , em Bq/L.

Rn = taxa de contagem alfa total da amostra (cpm).

Bg = taxa de radiação de fiindo alfa total (cpm).

RQ = rendimento químico.

EFa = eficiência de contagem alfa total, calculada pelo " ' 'Am (cps/dps).

Q = quantidade de amostra (L).

fabs = coeficiente de auto-absorção do ' " R a no precipitado de Ba(Ra)S04.

X ' " R n = 0,181 d-'.

90

Os valores do fator de auto-absorção (fabs) e da constante k foram

determinados experimentalmente, preparando-se 5 amostras de Ba(Ra)S04, precipitadas de

acordo com o procedimento analítico descrito anteriormente, às quais foi adicionado um

padrão de " 'Ra , obtendo-se 5 precipitados com atividades variando de 8,7 a 20,3 Bq. Estas

amostras foram contadas em intervalos de tempo consecutivos desde o instante zero da

precipitação até 22 dias após esta data, tempo suficiente para que tivesse sido alcançado o

222 21S 214

equilibrio radioativo entre Ra e seus filhos emissores-alfa, o Rn, o Po e o Po no

precipitado. A partir destas medidas, determinou-se uma taxa de contagem alfa total média

em fimção do tempo decorrido após a data de preciphação (dias). Finalmente, construiu-se

a curva [Rn/60.RQ.EFa.A("'Ra)] em fimção de ( l -e"" ' ' ' ' ) ; a partir do coeficiente linear

da reta, o valor do fator de auto-absorção médio obtido foi de 0,3001+0,0065, enquanto o

valor de k foi determinado pela razão coeficiente angular/coeficiente linear da reta

(6,2107±0,4405).

A expressão que fornece a concentração de atividade de Ra nas amostras

de água de abastecimento, a partir da medida beta total é:

Rn - Bg EFp{226Ra).A{226Ra) A(22SRa) = - (21)

60.RQ.EFP(22SRa).Q EFp{22%Ra)

onde:

A(" 'Ra) = atividade do " ' R a , em Bq/L.

t = tempo desde a precipitação até a contagem (d).

k = constante que leva em conta a diferença entre os coeficientes de auto-absorção das 4

partículas alfa que são emitidas no decaimento do " ' R a e que tem as energias:

" 'Ra(4,8 MeV), '"Rn(5,5 MeV), " 'Po(6,0 MeV) e ^^^Vo{lJ MeV).

fabs{222Rn) + fabs(2lSPo) + fabs{2UPo) k = (20)

fabs{226Ra)

91

Rn = taxa de contagem beta total obtida (cpm).

Bg = taxa de radiação de fimdo beta total (cpm).

RQ = rendimento quimico.

EFP( '"Ra) = eficiência de contagem beta total, calculada pela medida de um precipitado

padrão de Ba( ' "Ra )S04 (cps/dps).

EF3( '"Ra) = eficiência de contagem beta total, calculada pela medida de um precipitado

padrão de Ba("'Ra)S04 (cps/dps).

A( ' "Ra) = atividade calculada para o " ' R a , em Bq/L

Q = quantidade de amostra (L).

Durante o período de análise das amostras, participou-se do Programa

Nacional de Intercomparação-PNI coordenado pelo Instituto de Radioproteção e

Dosimetria (IRD), estando os resultados obtidos para uma amostra de água contendo ' "Ra ,

" ' R a , ""Pb e U natural, dentro dos intervalos de confiabilidade previstos. Estes resultados

podem ser observados no Apêndice B.

6.3.2. Determinação de ^^^Rn por cintilação líquida

A determinação das concentrações de ' " R n nas amostras de água de

abastecimento público foi realizada pelo método de detectores líquidos de cintilação^''\

Estas análises fiaram realizadas no Departamento de Aplicações de Técnicas Nucleares do

IPEN.

O método que utiliza detectores líquidos de cintilação baseia-se na

dissolução ou dispersão homogênea da amostra, cuja concentração de radônio e

descendentes se deseja determinar, em uma solução cintiladora constituída por um ou mais

solutos fluorescentes dissolvidos em um solvente orgânico, de modo que as partículas da

amostra fiquem completamente imersas no meio detector. A energia da radiação ionizante

é cedida às moléculas de soluto e de solvente, provocando a ionização e a excitação de

seus átomos que emhem fótons. Esses fótons são acelerados e muhiplicados

progressivamente em um tubo ft)tomuhiplicador, produzindo um pulso no sistema

eletrônico de registro associado a um espectrómetro de cintilação líquida.

92

A técnica de cintilação liquida apresenta as vantagens da simplicidade do

preparo das amostras e a ausência dos problemas de auto-absorção para emissores beta de

baixa energia (porque praticamente se obtém uma geometria 4K). O método possui alta

eficiência de detecção de partículas alfa e beta, pois a transferência linear de energia no

material cintilador é elevada. Essas qualidades fazem da cintilação líquida um método

muito atrativo para a contagem de " ' R n e seus filhos, uma vez que as radiações alfa e beta

predominam no decaimento radioativo do radônio. Além disso, o fato de o radônio ser o

gás nobre de maior massa atômica, faz com que este elemento apresente uma alta

solubilidade nos hidrocarbonetos aromáticos comumente empregados como solventes nas

soluções cintiladoras, faciUtando a sua detecção por este método.

Para a determinação da concentração de " ' R n dissolvido nas águas de

abastecimento, no local de amostragem coletou-se, em duplicata, com o auxílio de um

micropipetador calibrado, 10 mL da amostra de água que foram adicionados lentamente a

10 mL da solução cintiladora Instagel XF, contidos em um frasco de vidro com baixo teor

de potássio, apropriado para cintilação líquida. No momento da coleta, foram anotados a

data e o horário, tendo sido medidos o pH e a temperatura da amostra de água. Após a

agitação, obteve-se uma amostra homogênea e os frascos de cintilação foram mantidos à

baixa temperatura, em uma caixa térmica, durante o periodo de transporte do local de

amostragem até o IPEN. No IPEN, os frascos de cintilação foram levados ao sistema de

contagem, um espectrómetro de cintilação líquida modelo TRI-CARB TR-1600 (Packard

Instrument Co.), no qual foi determinado finalmente o espectro energético do " 'Rn .

Durante as medidas das amostras, foi utilizado um padrão de referência de ' " R a com

atividade de 7,91 Bq e um branco preparado com 10 mL de água destilada dissolvidos em

10 mL da solução cintiladora Instagel XF. O limhe inferior de detecção deste método para

a determinação de ' " R n é aproximadamente 0,19 Bq/L.

93

6.3.3. Determinação tle cátions e ânions específicos nas amostras de água

de abastecimento por espectrofotometria de absorção atômica, fotometria de

chama e cromatografia líquida

A determinação das concentrações dos seguintes cátions Na^, C A ' \

M g ' ^ Sr '^ Mn'^, N i ' ^ Ba ' ^ Al ' ^ Cu '^ Pb'*, Zn '^ FCTOTAI, CRTOUI e dos ânions F , Cl", ^Oi,

Br', NOs", P 0 4 ' " e S O 4 ' " nas amostras de água de abastecimento público coletadas pela

SABESP, foram realizadas no Laboratório de Hidrogeoquimica II, do Centro de Pesquisas

de Águas Subterrâneas - CEPAS, localizado no Instituto de Geociências da Universidade

de São Paulo. Estes ions foram estudados com a finalidade de se encontrar uma possível

correlação entre as concentrações dos radionuclídeos ' " R a , " ' R a e ' " R n e a composição

química da água.

Os ânions V, Cf, NOj", Bf, NOs", P 0 4 ' - e 804'^ foram analisados pelo

método de cromatografia líquida no cromatógrafo de ions DIONEX 20101, equipado com

um sistema supressor, um detector condutométrico e um registrador gráfico. A

cromatografia de íons baseia-se no princípio de troca-iônica utilizando-se uma coluna

separadora, um sistema supressor químico e uma célula de condutividade. Para a

determinação de ânions, utiliza-se frequentemente, um trocador aniônico de base forte de

baixa capacidade na coluna separadora e um trocador catiônico do tipo forte de alta

capacidade na forma H* no sistema supressor (denominado coluna supressora). O eluente,

neste caso, é uma solução alcalina de carbonato/bicarbonato de sódio. Os ânions separados

são detectados na forma de seus ácidos fortes, em um meio de baixa condutividade. Esta

metodologia é muito indicada para a determinação de ions ao nível de traços (|ig/mL) em

amostras ambientais em soluções aquosas. O limite inferior de detecção deste método

depende do elemento a ser determinado e da matriz. No entanto, a maioria dos limites

inferiores de detecção são da ordem de 0,05 |ig/mL a 0,5 |ig/mL^"'l

A determinação dos cátions Na* e K* nas amostras de água foram realizadas

pelo processo de fotometria de chama, em um fotómetro modelo B262 da Micronal. A

fotometria de chama é uma técnica simples e rápida, geralmente utilizada na determinação

dos elementos sódio, lítio e potássio. Esta técnica se baseia na excitação dos átomos

neutros desses metais em uma chama obtida pelo uso de ar comprimido e gás natural ou

94

6.3.4. Determinação tio pH, da temperatura, da condutividade elétrica e do

teor de sólidos totais dissolvidos

As medidas de pH das amostras de água foram reahzadas no instante da

coleta com o auxílio de um medidor de pH portátil marca QUIMIS modelo Q.400B,

previamente calibrado com duas soluções tampão de referência, o primeiro de pH 7,00 ±

0,02 e o segundo de pH 4,00 + 0,02 à temperatura de 25°C.

As medidas da temperatura das águas estudadas foram feitas no local de

amostragem, utilizando-se um termômetro comum de coluna de mercúrio com escala

manufaturado. Os átomos que são ativados voltam ao seu estado fimdamental com a

emissão de um fóton de radiação, que pode ser identificado e medido com um fotómetro de

chama apropriado. Nesta medida, geralmente se utilizam filtros de interferência ao invés de

um monocromador, pois as linhas emitidas são facilmente separadas. Para a determinação

de Na* e K*, as amostras devem estar em solução aquosa. O limite inferior de detecção

deste método encontra-se por voha de 0,lng/mL ^" ' \

A determinação dos cátions Ca'*, Mg'*, Si^*, Mn'*, Ni'*, Ba'*, Al'*, Cu'*,

Pb'*, Zn'*, Fctotai, Crtotai nas amostras de água de abastecimento foi realizada pelo método

de espectrofotometria de absorção atômica (AAS), utilizando-se o espectrofotômetro

marca CG, modelo AA7000 BCe. A espectrofotometria de absorção atômica baseia-se na

absorção de energia radiante por átomos neutros, não excitados, no estado gasoso. Uma

certa espécie atômica, neutra e no estado fimdamental, é capaz de absorver as radiações

com comprimentos de onda iguais aos que ela emhe quando excitada aos níveis

energéticos mais ahos. Neste método, o elemento a ser determinado é levado à condição de

uma dispersão atômica gasosa, através da qual se faz passar um feixe de radiação com

comprimento de onda que possa ser convenientemente absorvido. A lâmpada de cátodo

ôco é a fonte de radiação mais empregada. Esta técnica é muho sensível e permite a

determinação de microquantidades de um elemento metálico a nível de traços (mg/L) em

soluções aquosas. O limite inferior de detecção do método geralmente se encontra na faixa

de 0,1 aO,5mg/L^' ' ' l

95

variando de -10 a 110°C. As medidas da temperatura do ar foram efetuadas com um

termômetro comum com coluna de álcool.

A condutividade elétrica das amostras de água de abastecimento foi

determinada nos locais de amostragem com o auxílio de um condutivímetro portátil marca

HANNA Instruments, modelo Dist 3, que opera no intervalo de 10 a 1.990 |aS/cm, com

compensação automática de temperatura. O condutivímetro foi calibrado antes de qualquer

leitura com uma solução de referência de condutividade 1.430 |iS/cm.

A partir dos dados de condutividade elétrica das amostras de água, calculou-

se o teor de sólidos totais dissolvidos utilizando-se a seguinte equação^'''^:

STD = 0,65 X CE (22)

onde:

STD = teor de sólidos totais dissolvidos, em mg/L.

CE = condutividade elétrica (^iS/cm).

96

CAPITULO 7:

7. Resultados e discussões

7.1. Concentrações de atividade de ^^^Ra, ^^*Ra e ^^^Rn nas águas de

abastecimento público do Estado de São Paulo

O presente trabalho tem como um de seus objetivos principais estabelecer

um banco de dados relativo às concentrações de " 'Ra , " ' R a e " ' R n presentes nas fontes

de água potável utilizadas para abastecimento público no Estado de São Paulo. Como já foi

mencionado anteriormente, o estudo da incorporação destes radionuclídeos naturais pela

população devido à ingestão de água de abastecimento público é inédko no Brasil, além de

ser de grande importância para os órgãos públicos que estabelecem e controlam os níveis

de radioatividade nas águas destinadas ao consumo humano no país, como prevê a Portaria

n°36/GM. Esta portaria que define os padrões de potabilidade para as águas destinadas ao

consumo humano em todo o território nacional, limita os níveis máximos permissiveis para

poluentes convencionais e/ou radioativos, levando-se em conta os possíveis efeitos

adversos na saúde que podem ser esperados após uma exposição prolongada dos seres

humanos aos mesmos. Desse modo, os resuhados que são apresentados a seguir, serão

Utilizados mais adiante na avaliação do risco associado ao consumo das mesmas pela

população do Estado de São Paulo.

97

7 . 2 Resultados das medidas dos parâmetros fisico-químicos e da

composição química das águas de abatecimento público estudadas

Os resuhados relativos às medidas dos seguintes parâmetros físico-

químicos: pH, condutividade elétríca, teor de sólidos totais dissolvidos, temperatura da

água e temperatura do ar, das 452 amostras de água de abastecimento estudadas neste

trabalho são apresentados na Tabela 1-E, no Apêndice E do Volume II.

A composição química das águas analisadas, mais especificamente, as

concentrações dos cátions Na*, K*, Ca'*, Mg'*, Mn'*, Al'*, Ba'*, Sr'*, Ni'*, Pb'*, Cu'*,

Zn'*, Fe total. Cr total e dos ânions F", Cl", N O 3 ' , NO2", Br", P04 ' ' e S O 4 ' ' , podem ser

observadas na Tabela 1-F, no Apêndice F do Volume II, subdividida nas partes 1 e 2,

respectivamente.

A Tabela 1-C, no Apêndice C, Volume II, apresenta os resultados das

concentrações de ' "Ra , ' " R a e ' " R n obtidos em 452 amostras de água destinada ao

abastecimento público, estudadas no período de Setembro/94 a Agosto/96 no Estado de

São Paulo. Na mesma tabela, também podem ser observados os resultados da razão entre

as concentrações de atividade de ' " R a e ' " R a . Estes dados serão úteis para se avaliar a

distribuição dos dois isótopos de rádio nas águas continentais do Brasil.

No Apêndice D, do Volume II do presente trabalho, podem ser observadas

as respectivas localizações dos pontos amostrados nas 8 Unidades Regionais de Negócio

do litoral e do interior da SABESP.

98

7.5. Compilação dos valores médios, mínimos e máximos dos níveis de

radioatividade natiiral e dos parâmetros fisico-químicos observados nas

amostras de água de abastecimento da SABESP, por Unidade Regional de

Negócio

As Tabelas 8, 10, 12, 14, 16, 18, 20 e 22 apresentam resumidamente, os

valores das médias aritméticas, das médias geométricas e das concentrações de atividade

mínimas e máximas de " ' R a , " ' R a e " 'Rn , observadas nas águas de abastecimento

público coletadas em cada uma das 8 Unidades Regionais de Negócio da SABESP. Com a

finalidade de comparar os resultados obtidos, também são apresentadas nas mesmas

tabelas, os valores das medidas das atividades alfa e beta total realizadas nas mesmas

amostras de água pelo Departamento de Radioproteção Ambiental do IPEN^' '° ' ' " \ Além

disso, podem ser observados nas Tabelas 9, 11, 13, 15, 17, 19, 21 e 23 os valores das

médias aritméticas e os respectivos valores mínimos e máximos das medidas dos

parâmetros fisico-químicos determinados nas mesmas amostras de água.

As Figuras 9, 10, 11 e 12 apresentam graficamente, as frequências de

distribuição das concentrações de " ' R a , " ' R a e ' " R n nas águas de abastecimento das 8

Unidades Regionais de Negócio da SABESP.

99

TABELA 8. Determinação dos níveis de radioatividade natural em amostras de água

de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Paraíba - IV.

Alfa Total Beta Total «-^Ra ^ - Ra "*Rn

(Bq/L) (Bq/L) (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L)

Valor Mínimo < 0,003 < 0,002 <2,2 13 0,96

Valor Máximo 0,156 0,614 213 78 274

Média Aritmética 0,024 0,126 14 30 16

Desvio Padrão 0,030 0,128 32 12 41

Média Geométrica 0,014 0,071 4,6 28 6,3

Casos alfa total > 0,1 Bq/L: 2

Casos beta total > 1 Bq/L: nenhum

TABELA 9. Determinação de parâmetros fisico-químicos em amostras de água de

abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Paraíba - IV.

Período de coleta das amostras: Setembro 1994, Outubro 1994 e Agosto 1995

pH Condutividade Sólidos Totais Temperatura

À 2 5 ° C Dissolvidos da Água

(pS/cm) (mg/L) (°C)

Valor Mínimo 4,5 0,5 0,3 12,6

Valor Máximo 8,5 409 266 27,1

Valor Médio 7,0 84 55 21,3

Desvio Padrão 0,7 90 58 2,6

N° de pontos amostrados: 56

100

TABELA 10o Determinação dos níveis de radioatividade natural em amostras de água

de abastecimento da Unidade de Negócio Baiso Tietê/Grande - IT.

Alfa Total

(Bq/L)

Beta Total

(Bq/L)

' % a

(mBq/L)

^'«Ra

(mBq/L)

"^Rn

(Bq/L)

Valor Mínimo < 0,002 < 0,002 <2,2 9,1 0,87

Valor Másimo 0,258 0,736 42 92 23

Média Aritmética 0,020 0,096 3,2 24 5,6

Desvio Padrão 0,023 0,086 4,8 7,1 3,2




TABELA 11. Determinação de parâmetros fisico-químicos em amostras de água de

abastecimento da Unidade de Negócio Baixo Tietê/Grande - IT.

Período de coleta das amostras: Dezembro 1994, Janeiro 1995, Setembro 1995,

Outubro 1995, Dezembro 1995


à25°C Dissolvidos r

da Agua

(^iS/cm) (mg/L) (°C)

Valor Mínimo 4,5 0,2 0,1 21,6

Valor Máximo 10,4 931 605 53,0

Valor Médio 7,6 164 107 26,9



101


de abastecimento da Unidade de Negócio Baixada Santista - LB.

Alfa Total Beta Total ''"Ra * % a "^Rn


Valor Mínimo < 0,003 < 0,009 <2,2 22 2,3

Valor Máximo 0,049 0,136 3,9 38 5,0


Desvio Padrão 0,016 0,038 0,9 4,1 0,6

Média Geométrica 0,016 0,048 L7 25 3,0

Casos alfa total > 0,1 Bq/L: nenhum


TABELA 13. Determinação de parâmetros físico-químicos em amostras de água de

abastecimento da Unidade de Negócio Baixada Santista - LB.

Período de coleta das amostras: Junho 1995


à 2 5 ° C Dissolvidos da Água


Valor Mínimo 6,6 19 12 17,1

Valor Máximo 7,7 170 111 20,5

Valor Médio 7,1 48 31 18,8

Desvio Padrão 0,3 38 25 LO


102


de abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Ribeira - LR.

Alfa Total Beta Total ««^Ra »«Ra "'Rn


Valor Mínimo < 0,003 < 0,003 <2,2 <3,7 0,40

Valor Máximo 0,205 0,527 235 131 315


Desvio Padrão 0,048 0,116 53 23 79





abastecimento da Unidade de Negócio Vale do Ribeira - LR.

Período de coleta das amostras: Julho 1995, Janeiro 1996


à25°C Dissolvidos da Agua



Valor Máximo 8,4 330 215 24,7

Valor Médio 7,3 117 76 20,9

Desvio Padrão 0,5 84 54 L8


103


de abastecimento da Unidade de Negócio Litoral Norte - LN.

Alfa Total Beta Total " ' R a " ' 'Ra "^Rn


Valor Mínimo < 0,003 < 0,002 <2,2 21 1,2

Valor Máximo 0,036 0,078 4,8 27 3,5


Desvio Padrão 0,011 0,025 1,0 1,9 0,5





abastecimento da Unidade de Negócio Litoral Norte - LN.

Período de coleta das amostras: Junho 1995

pH Condutividade

à25°C

(pS/cm)

Sólidos Totais

Dissolvidos

(mg/L)

Temperatura

da Água

(°C)

Valor Mínimo 6,7

Valor Máximo 7,9

Valor Médio 7,2

Desvio Padrão 0,3

21

103

42

17

14

67

27

11

17,2

22,3

18,9

L2


104


de abastecimento da Unidade de Negócio Médio Tietê - IM.

Alfa Total Beta Total "^Ra "«Ra " ' R n


Valor Mínimo < 0,003 < 0,002 <2,2 17 2,6

Valor Máximo 0,087 0,196 66 64 24

Média Aritmética 0,022 0,089 11 30 8,8

Desvio Padrão 0,023 0,057 18 14 5,7





abastecimento da Unidade de Negócio Médio Tietê - IM.

Período de coleta das amostras: Setembro 1995, Junho 1996


à25°C Dissolvidos da Água

(nS/cm) (mg/L) (°C)


Valor Máximo 9,7 794 516 27,6

Valor Médio 7,6 231 150 24,4



105


de abastecimento da Unidade de Negócio Baixo Paranapanema - IB.

Alfa Total Beta Total "«^Ra "«Ra ' " R n


Valor Mínimo < 0,003 < 0,002 <2,2 18 1,3

Valor Máximo 0,063 1,8 30 73 19


Desvio Padrão 0,013 0,179 4,3 7,4 2,7



Casos beta total > 1 Bq/L: 1


abastecimento da Unidade de Negócio Baixo Paranapanema - IB.

Período de coleta das amostras: Março 1996, Maio 1996, Junho 1996



(pS/cm) (mg/h) (°C)


Valor Máximo 11,0 640 416 55,0

Valor Médio 7,9 220 143 24,9



106


de abastecimento da Unidade de Negócio Alto Paranapanema - IA.

Alfa Total Beta Total ' " R a »«Ra » ' R n


Valor Mínimo < 0,003 < 0,002 <2,2 20 1,8

Valor Máximo 0,074 0,223 74 61 135


Desvio Padrão 0,018 0,058 18 9,4 27





abastecimento da Unidade de Negócio Alto Paranapanema - IA.

Período de coleta das amostras: Agosto 1996





Valor Máximo 8,2 330 215 24,0

Valor Médio 7,4 119 78 19,1



107

60 80 100 120 140 160 180 200 220 240

CaicaitiaçâoRa'228(mB(yLj-IV

5 10 15 20 25 30 35 « 45 50 55

C(inceMta;áoR3'226(mB414-IT

10 20 30 40 50 60 70

C(»ceiitia{ioR»228(me4U-IV

45 50

Cij<icertraçàoR3-228(raB<i/lJ-IT

25 50 75 100 1 25 150 1 75 2ffl 225 250 275 300 325 350

CaiceiitiatãoRii'222(B(VLJ-IV

30 40 50 60 70 30 90 100 110 120

Ciiii:entraçíoRiv222(BiíL)-IT

Figura 9. Frequências de distribuição das concentrações de ^^^Ra, ^^^Ra e 222

Rn nas Unidades de Negócio Vale do Paraíba(IV) e Baixo

Tietê/Grande(IT).

108

1.5 2 25 3 35

Concatia(âi>R»22G(mB(Vg-LE

45 5 90 120 150 180 210 240 270

Cíii«!ertraçâoRa-236{iiiB()l)-LR

10 15 20 25 30 35

Concentração R»28íniB()l)'LB .

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 130 130 140 150 160

Concentração Ra-228(mB(íy • Uí

2 3 4 5 6

Con£entraçii)Rn-222{B4L)-LB

120 150 180 210 240 270 300 330 360

Concentraç4)Rn-222(B(í4-L5

Figura 10. Frequências de distribuição das concentrações de ^^^Ra, ^^^Ra e

'''Rn nas Unidades de Negócio Baixada Santista(LB) e Vale do

Ribeira(LR).

109

Concentração Rn-222(Bo/L] - LN Concentração Rn-222(BaA) - IM

Figura 11. Frequências de distribuição das concentrações de 226Ra, 228Ra e 222

"Rn nas Unidades de Negócio Litoral Norte(LN) e Médio Tietê(IM).

110

50

45

40

35

30

i* I a

l15

1,0 5

I

i

mm Wà—

5 10 15 20 25 30

Concentração Rí226(mBq(L| • !B

'mm v&im m 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90

Concentração Ra-226|mBqlL) - IA

10 20 30 40 50 $0 70

Concentração Hs-229<mB<í/L) - IB

15 2 0 2 5 3 0 3 5 4 0 4 5 5 0 5 5 6 0

Concentração Ra-228(mBa/L) - IA

70 75

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Concentração Rn-222(Bo/l)-IB

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160

ConcertraçâoRní22(Bqf^-IA

Figura 12. Frequências de distribuição das concentrações de 226Ra, 228Ra e 222

Rn nas Unidades de Negócio Baixo Paranapanema(IB) e Alto

Paranapanema(IA).

I l l

Considerando-se os resultados apresentados anteriormente nas Tabelas 8 a

23 e nas Figuras 9 a 12, pode-se observar que as concentrações de atividade de " ' R a

variaram de < 2,2 a 235 mBq/L, as concentrações de atividade de " ' R a variaram de < 3,7 a

131 mBq/L e as concentrações de atividade de " ' R n se encontraram no intervalo de 0,40 a

315 Bq/L. Também pode-se notar que a dispersão das concentrações em tomo de um valor

médio para o ' " R a e o ' " R n foi grande (os respectivos valores máximos dos coeficientes

de variação relativos foram 228% e 256%), enquanto as concentrações de ' " R a estiveram,

em grande parte, próximas a 25 mBq/L. A variabilidade observada nas concentrações de

" ' R a e " ' R n d e local para local dentro de uma mesma Unidade Regional de Negócio pode

estar relacionada ao fato de se ter avaliado um gmpo muito grande e heterogêneo de

amostras de água superficial e subterránea, originárias de unidades geológicas bastante

diferentes no Estado de São Paulo. Além disso, o ' " R a , o " ' R a e o ' " R n tem

comportamentos geoquímicos bastante diferentes. As concentrações de ' " R n dependem

unicamente da litologia do local aonde se origina o aquífero. Se existe uma mineralização

de urânio, o ' " R n migra com grande facilidade para a água subterrânea por recuo alfa.

Quanto aos isótopos ' " R a e ' " R a , as discrepâncias observadas em seus respectivos

comportamentos, levando-se em consideração as concentrações determinadas nas águas

estudadas, podem ser explicadas pelo fato de eles serem originados de séries de

decaimento diferentes, pela aha insolubilidade do tório em relação ao urânio e pelas

diferenças entre as duas meias-vidas fisicas destes radionuclídeos. Deste modo, assim

como foi observado na Uteratura por outros autores, as concentrações de " ' R a presentes

nas águas subterrâneas estudadas neste trabalho foram superiores àquelas de ' " R a , exceto

em alguns locais no Vale do Ribeira e no Vale do Paraíba. Estes dados refletem a alta

abundância natural do Th em relação ao U na crosta terrestre.

As frequências de distribuição das concentrações de ' "Ra , ' " R a e ' " R n nas

8 Unidades Regionais de Negócio apresentadas nas Figuras 9 a 12 foram analisadas

utilizando-se o programa Statistica for Windows 4.0 quanto às seguintes distribuições não-

paramétricas: normal, exponencial, chi-quadrado e log-normal. Infelizmente, nenhuma

destas tendências foi evidenciada após a análise dos dados apresentados na Tabela 1-C.

A análise dos resuhados da razão isotópica " ' R a / ' " R a apresentados

anteriormente na Tabela 1-C, mostram que na maior parte das águas de abastecimento

112

estudadas, o isótopo ' " R a predomina na água subterrânea em relação ao ' "Ra . De acordo

com a literatura, as concentrações de ' " R a só são predominantes na água subterrânea em

relação ao ' " R a quando nas proximidades do ponto de amostragem existe uma

mineralização de urânio. Deste modo, todas as águas amostradas para as quais os valores

da razão ' " R a / ' " R a foi menor que 1, indicam a proximidade de minerais enriquecidos em

U.

Quanto à relação observada entre as concentrações de atividade " ' R n / ' " R a ,

pode-se dizer que as concentrações de " ' R n , na maior parte das vezes, foram cerca de 3

ordens de grandeza superiores àquelas de ' " R a , mesmo em alguns casos nos quais as

atividades de ' " R a ultrapassaram a concentração limitante de 0,1 Bq/L para radioatividade

alfa total. Isto evidencia uma maior solubilidade do Rn em relação ao Ra, além de mostrar

que o " ' R n pode migrar com maior facilidade que o ' " R a para a água subterrânea.

Também foi observado que a razão " ' R n / ' " R a diminui com o aumento concomitante das

concentrações de ' " R n e ' " R a nas águas estudadas.

De acordo com a literatura, as concentrações médias de ' " R a e ' " R a

presentes na água potável consumida pela população nos Estados Unidos são 3,3 mBq/L e

5,2 mBq/L, respectivamente^'^ Considerando-se os resultados apresentados nas Figuras 9,

10, 11 e 12, pode-se verificar que nas águas estudadas no Estado de São Paulo, a maior

parte das concentrações de ' " R a medidas estiveram próximas do valor dos EUA, mas as

concentrações médias de ' " R a são cerca de 4 vezes maiores do que aquele mencionado

anteriormente. As concentrações de ' " R a determinadas nas águas de abastecimento

público do Estado de São Paulo são da mesma ordem de grandeza daquelas obtidas em

águas de poços da Áustria e da índia, mas são menores que os valores observados em

Helsinki, na Carolina do Sul(EUA) e em Illinois(EUA) ^'''' ^ - ' \ Além disso, as

concentrações de atividade de ' " R a obtidos no presente trabalho na região sudeste do

Brasil são bem menores que os valores determinados em águas de poços na região urano-

fosfática situada no nordeste do pais por outros autores^'"^

O intervalo das concentrações de ' " R n obtido em águas de abastecimento

público do Estado de São Paulo no presente trabalho é da mesma ordem de grandeza

daquele determinado em águas minerais radioativas provenientes do município de Águas

113

da Prata, o qual se localiza numa região de radioatividade natural elevada do Brasil^'^^.

Estes valores, entretanto, são menores que aqueles observados em amostras de água de

torneira e de água potável em Hong Kong As concentrações de " ' R n obtidas em

amostras de água de superfície do Estado de São Paulo são da mesma ordem de grandeza

daquelas reportadas por outros autores na água de superfície da Espanha, porém são

menores que aquelas observadas em águas de abastecimento provenientes de poços

profundos da região de Salamanca, perflirados em aquíferos constituídos por granhos e

argilas^''^ Além disso, as concentrações de " ' R n detectadas nas águas de superfície, nas

águas subterrâneas e nas águas provenientes de poços profundos do Estado de São Paulo

estão de acordo com os valores de referência de 1 Bq/L, 10 Bq/L e 100 Bq/L

respectivamente, sugeridos pela UNSCEAR^'"^

As Figuras 13 e 14, apresentadas a seguir, mostram os níveis de

radioatividade alfa total e beta total determinados em amostras de água de abastecimento

coletadas pela SABESP no Estado de São Paulo e medidos pelo Departamento de

Radioproteção Ambiental do IPEN^"°""'^.

O valor de referência para radioatividade alfa total de 0,1 Bq/L foi excedido

apenas em 4 locais, cujos códigos de amostragem e repectivas localizações foram:

- IV-11 e IV-90 Poço Rancho Grande/Bananal (102 m de proflindidade), da Unidade

Regional de Negócio Vale do Paraíba (2 coletas);

- IT-23 Poço n°2/Turmalina (165 m de profundidade), da Unidade Regional de Negócio

Baixo Tietê/Grande;

- LR-52 e LR-214 Poço profundo/Barra do Engano (130 m de profundidade), da Unidade

Regional de Negócio Vale do Ribeira (2 coletas);

- LR-218 Poço n° l/Bairro das Palmeiras (157 m de profimdidade), da Unidade Regional

de Negócio Vale do Ribeira.

O valor de referência para radioatividade beta total de 1 Bq/L foi excedido em

apenas um local:

- IB-240 Poço n° l/Santa Mercedes (160 m de profundidade), da Unidade Regional de

Negócio Baixo Paranapanema.

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116

É importante ressaltar que das 452 amostras de água de abastecimento

estudadas, 328 amostras (72,6%) são provenientes de poços tubulares profimdos e 124

amostras (27,4%) de reservatórios superficiais, rios e ET As. A maior parte dos poços

tubulares profimdos estudados no presente trabalho, possuem profiíndidades próximas de

200 m, excetuando-se os pontos IT-35 (1.322 m), IT-37 (1.205 m), IB-254 (1.795 m), IB-

255 (1.800 m) e IB-314 (1.479 m). É interessante salientar que, nenhum dos poços com

profiandidades acima dos 1.000 m apresentou concentrações de radioatividade natural

anômala.

As concentrações de atividade de ' " R a ft)ram excedidas quanto ao limite de

radioatividade alfa total de 0,1 Bq/L nos seguintes locais:

- IV-11 e IV-90 Poço Rancho Grande/Bananal (102 m de profimdidade), da Unidade

Regional de Negócio Vale do Paraíba (2 coletas);

- LR-62 Captação Colonização, da Unidade Regional de Negócio Vale do Ribeira;

- LR-218 Poço n° l/Bairro das Palmeiras (157 m de profijndidade), da Unidade Regional

de Negócio Vale do Ribeira.

Dentre as 452 amostras de água de abastecimento público analisadas, em

nenhum caso foi observada uma concentração de ' " R a acima do limite para radioatividade

beta total de 1 Bq/L.

Concentrações de atividade de ' " R n consideravelmente altas foram

observadas nos seguintes locais:

- IV-90 Poço Rancho Grande/Bananal (102 m de profimdidade), da Unidade Regional de

Negócio Vale do Paraiba;

- LR-54 Poço profiindo São Lourenço da Serra, da Unidade Regional de Negócio Vale do

Ribeira;

- LR-65 Poço profiindo Arapongal (162 m de profimdidade), da Unidade Regional de

Negócio Vale do Ribeira;

- LR-214 Poço n°l/Barra do Engano (130 m de profimdidade), da Unidade Regional de


- LR-216 Poço n°2/Bairro Bamabés (150 m de profimdidade), da Unidade Regional de


117

- LR-218 Poço n°l/BaiiTo das Palmeiras (157 m de profimdidade), da Unidade Regional

de Negócio Vale do Ribeira;

- IA-363 Poço n°l/Distrito Monjolado (108 m de profijndidade), da Unidade Regional de

Negócio Alto Paranapanema.

As concentrações elevadas de " ' R n obtidas nestes pontos de amostragem,

274 Bq/L(IV-90), 124 Bq/L(LR-54), 82 Bq/L(LR-65), 122 Bq/L(LR-214), 140 Bq/L(LR-

216), 230 Bq/L(LR-218) e 135 Bq/L(IA-363), permitem classificar estas águas como

radioativas na fijnte quanto ao teor de ' " R n originalmente dissolvido. Segundo o Código

de Águas Minerais de 1945^ ' *^ ainda em vigor atualmente no Brasil, uma água pode ser

classificada como radioativa na fiante, quando contiver radônio em dissolução obedecendo

os seguintes limites:

- fracamente radioativas, as que apresentarem no minimo, um teor de radônio

compreendido entre 5 e 10 UM/L (67,5 e 135 Bq/L), a 20°C e 760 mmHg de pressão;

- radioativas, as que apresentarem um teor de radônio compreendido entre 10 e 50 UM/L

(135 e 675 Bq/L), a 20°C e 760 mmHg de pressão;

- ft)rtemente radioativas, as que possuírem um teor de radônio superior a 50 UM/L (675

Bq/L), a 20°C e 760 mmHg de pressão.

Sabendo-se que 1 UM/L (Unidade Mache por Litro) corresponde ao valor

de 13,5 Bq/L, as águas de abastecimento mencionadas anteriormente podem ser

classificadas quanto ao teor de ' " R n dissolvido como:

- fracamente radioativas: LR-65, LR-214 e IA-363;

- radioativas: IV-90, LR-54, LR-216 e LR-218.

Estes resuhados, relativamente altos de ' " R n observados nas águas

subterrâneas no Vale do Ribeira nos levam a recomendar uma campanha mais detalhada de

amostragem neste local. Coincidentemente, como se pode observar, na mesma região os

valores de radioatividade alfa total e das concentrações de " ' R a se apresentaram em alguns

casos, acima do limite de potabilidade de 0,1 Bq/L ou muito próximo dele, também tendo

sido observado o valor mais alto de concentração de " ' R a nas águas de abastecimento

estudadas no Estado de São Paulo.

118

A região do Vale do Ribeira se localiza na unidade litoestratigráfica do

Grupo São Roque. O Grupo São Roque representado nos mapas geológicos apresentados

anteriormente, se distribui numa faixa de orientação aproximadamente leste-oeste até a

região ao norte de São Paulo, onde sofre uma inflexão para nordeste (Figuras 6 e 7). Seus

limites são dados ao norte pelas falhas de Itu e Jundiuvira, ao sul pela Falha de Taxaquara

e a leste-nordeste pela cunha formada no encontro da Falha de Monteiro Lobato com a de

Jundiuvira. Inclui desta maneira, a nordeste, sequências rochosas antigas, formadas por

xistos, filitos, quartizitos e um substrato gnáissico-migmatítico^^^'\ O grupo São Roque

encontra-se em toda sua extensão cortado por rochas intrusivas graníticas que geralmente

formam concentrações de rochas de fácies anfíbolito em suas zonas periféricas. Ao mesmo

tempo, associam-se ao conjunto destas rochas xistos a biotha e/ou muscovita, clorita xistos

e quartzo xistos com intercalações de metassihitos, filitos, metagrauvacas, calcários

dolomíticos e rochas calco-silicatadas que se estendem da região próxima de Perus até a

porção terminal do Grupo São Roque.

Os resuhados das análises químicas das amostras de água subterrânea que

apresentaram ahas concentrações de " ' R a , " ' R a e " ' R n na região do Vale do Ribeira são

típicos de águas provenientes de rochas cristalinas^'''^: a maioria das águas tem pH menor

ou ao redor de 7 e apresentam teores de sólidos totais dissolvidos menores que 300 mg/L.

As mesmas amostras apresentaram quantidades razoáveis de Na* e K* , o sódio

predominando em relação ao potássio em todos os casos. As concentrações de ferro são

consideráveis nos pontos LR-214 e LR-218.

No Vale do Paraíba, em Bananal, no ponto de amostragem referente aos

códigos IV-11 e IV-90, também foram observadas concentrações elevadas de

radioatividade alfa total, ' " R a e " 'Rn , que poderiam ser explicadas pelo fato de que a água

subterrânea provém dos gnaisses do Grupo Paraíba ^'"'^ As análises da composição

química destas águas também demonstraram propriedades que permitem classificá-las

como provenientes de aquíferos formados por rochas cristalinas.

Dois poços situados na Bacia Sedimentar do Paraná, referentes aos pontos

de amostragem IT-23 e IB-240, apresentaram concentrações de radioatividade alfa total e

beta total, respectivamente, acima dos limites de potabilidade previstos na portaria

119

n°36/GM. O ponto IT-23, da Unidade de Negócio Baixo Tietê/Grande, situado no Planalto

Centro-Ocidental do Estado de São Paulo é um poço com profimdidade de 165m, que tem

litologia predominante relacionada a arenitos, lentes de siltitos e argilitos. Embora a

concentração de radioatividade alfa total tenha sido superior a 0,1 Bq/L, as concentrações

de " ' R a , " ' R a e " ' R n obtidas na mesma amostra foram muito baixas. Infelizmente, a água

amostrada neste ponto não foi analisada quanto a sua composição química. O ponto IB-

240, da Unidade de Negócio Baixo Paranapanema, situado na Depressão Paranapanema, é

um poço com 160m de proflindidade, cuja Htologia predominante associada é composta de

arenitos e arenitos eólicos Apesar da concentração de radioatividade beta total neste

ponto ter se apresentado acima do limite estabelecido na portaria n°36/GM, as

concentrações de ' " R a , ' " R a e ' " R n observadas na mesma amostra de água foram muito

baixas. Além disso, a análise da composição química desta amostra de água apresentou

niveis muito baixos de todos os cátions e ânions estudados. Também o valor da

alcalinidade total foi muho baixo. Deste modo, não se conseguiu correlacionar estas

concentrações acima do limite com os parâmetros estudados no presente trabalho. No caso

do ponto IB-240, como se provou que a radioatividade beta total da amostra não era

proveniente do radionuclídeo natural ' "Ra , assumiu-se que poderia ser proveniente do

radionuclídeo natural "^^K, pois como foi mencionado na literatura, em alguns casos

especiais, não se deve assumir que o nível de referência beta total foi ultrapassado apenas

pelo resultado da medida. Ele pode indicar a presença de '*''K, que ocorre em 0,01% do

potássio existente na crosta terrestre e que contribui muito pouco para a dose no público

decorrente da ingestão de água de abastecimento, pois apresenta um fator de conversão de

dose muito pequeno^"'^

Com a finalidade de avaliar os comportamentos geoquímicos dos

radionuclídeos estudados no presente trabalho, correlacionou-se as concentrações de

atividade de ' " R a , ' " R a e ' " R n com alguns parâmetros fisico-químicos, com a

composição química das águas e com as atividades alfa e beta total determinadas nas

mesmas amostras. A análise estatística dos parâmetros demonstrou as seguintes boas

correlações entre duas matrizes de dados:

- Concentração de ' " R a e a atividade alfa total nas unidades IV(r=0,84), LR(r=0,94),

IA(r=0,71) e IM(r=0,66);

- Concentração de ' " R a e a concentração de ' " R n nas unidades IV(r=0,69) e LR(r=0,65);

120

As correlações entre as concentrações de atividade de ' " R a , " ' R a e " ' R n ,

alguns dos parâmetros físico-químicos e a composição química das águas estudadas são

apresentadas, graficamente, nas Figuras 15 a 29.

A correlação observada entre as concentrações de atividade do ' " R a e do 222

Rn nas unidades IV e LR, indicam que com grande probabilidade nestes pontos de

amostragem as concentrações de radônio na água são suportadas pelo seu precursor, o

' "Ra . É importante salientar que apenas em alguns poucos locais no Vale do Ribeira e no

Vale do Paraiba se observou concentrações elevadas de radioatividade natural no Estado de

São Paulo . Além disso, o " ' R n não demonstrou nenhuma vez qualquer correlação com a

composição química das águas estudadas. Isto pode ser explicado pelo fato da ausência de

reatividade química típica do radônio e ainda confirma que as suas concentrações somente

dependeram da litologia dos aquíferos estudados. Altos teores de ' " R n foram observados

associados a rochas cristalinas, entre elas granitos, principalmente.

Alguns autores observaram na literatura uma boa correlação entre a

concentração de ' " R a e a concentração de Ca'* presentes na água (r=0,82)^^'*^ Este

comportamento também foi observado em relação às concentrações de " ' R a na unidade

IV(r=0,68). Além disso, nas águas de abastecimento da unidade IV também se observou

uma boa correlação entre ' " R a e Mg'* (r=0,73). Isto pode ser explicado pelo fato de

alguns cátions de metais alcalinos e alcalino-terrosos competirem e trocarem quimicamente

com o Ra na superficie de contato rocha-água, aumentando a concentração do Ra na

solução.

- Concentração de " ' R a e a concentração de magnésio na água na unidade IV(r=0,73);

- Concentração de " ' R a e a concentração de sulfato na água na unidade IV(r=0,85);

- Concentração de " ' R a e a concentração de cálcio na água na unidade rV(r=0,68);

- Concentração de " ' R a e a condutividade da água na unidade LR(r=0,67);

- Concentração de " ' R a e a concentração de potássio na água na unidade LR(r=0,80);

- Concentração de " ' R a e a concentração de fluoreto na água na unidade LR(r=0,86);

- Concentração de " ' R a e a concentração de cloreto na água na unidade LR(r=0,82);

- Concentração de " ' R a e a concentração de sódio na água na unidade IA(r=0,74);

- Concentração de " ' R a e a concentração de sódio na água na unidade IA(r=0,70).

121

As águas analisadas na unidade LR apresentaram uma boa correlação entre

a concentração de " ' R a e a condutividade da água. Este fato também foi reportado na

literatura por Chung e colaboradores^''^^ Isto ocorre porque com o aumento da força iónica

da solução, aumenta a concentração de Ra na água subterrânea. Este comportamento é

conhecido como efeito salino.

Alguns autores observaram que a extração de rádio da rocha para a água

pode ser influenciada pela presença de alguns cátions de metais alcalinos e alcalinos

terrosos em solução^^'1 Correlações muito boas entre o rádio e os cátions Na*, K*, Ca'* e

Mg'* foram observadas no presente trabalho.

1 2 2

-0.02

VAR1 v *. VAR2

VAR2 = .01347 + .00078 * VAR1

Correlation: r = .83886

-20 20 60 100 140 180

Concentração Ra-226(mB<VL) - IV

220 V Regression

260 95% cortfid.

Figura 15. Correlação entre a concentração de 226Ra(mBq/IJ e a atividade alfa

total(BqZL) na Unidade de Negócio do Vale do Paraíba(IV).

VAR1 v». VAR2

VAR2 • .99226 + .03912 * VAR1

Correlation: r = .72997

Concentração Ra-226(mBq/L) - IV

Figura 16. Correlação entre a concentração de 226Ra(mBq/L) e a concentração de

magnésio(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do Paraíba(IV).

123

V A R I v s . V A R 2

V A R 2 = . 3 9 1 7 4 + . 0 5 6 4 3 * V A R I

C o n e t a t i o n : r = . 8 5 3 9 9

6 0 1 0 0 1 4 0 1 8 0

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B < y L ) - I V

2 2 0

V R e g r e s s i o n

2 6 0 9 5 % conf id.

Figura 17. Correlação entre a concentração de ^^^Ra(mBq/L) e a concentração de

sulfato(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do Paraíba(IV).

V A R 1 v s . V A R 2

V A R 2 = - 1 0 . 2 5 + . 6 7 2 8 8 * V A R I

Cor re la t ion : r = . 6 8 4 4 9

1 5 2 5 3 5 4 5 5 5

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 8 ( m B q / L ) - I V


7 5 9 5 % c o n f i d .


cálcio(mg/L) na Unidade de Negócio do Vale do Paraíba(IV).

124


V A R 2 = 2 . 1 9 2 9 + . 4 6 9 9 4 * V A R I

Corre la t ion: r ^ . 6 9 4 2 0

1.5 2 2 . 5 3 3 . 5

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B q / L ) - L B

2 2 6 1


4 . 5 9 5 % c o n f i d .

Figura 19. Correlação entre a concentração de Ra(mBq/L) e a concentração de

^^^Rn(Bq/L) na Unidade de Negócio do Vale do Paraíba(IV).

0 . 2 2


V A R 2 = . 0 1 9 8 6 + . 0 0 0 8 5 * V A R I

C o n o l a t i o n : r = . 9 3 7 3 5

2 0 6 0 1 0 0 1 4 0 1 8 0

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B q / L ) - L R


2 6 0 9 5 % c o n f i d .

Figura 20. Correlação entre a concentração de ^^^Ra(mBq/L) e a atividade alfa

total(Bq/L) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).

125

3 5 0


V A R 2 = 1 6 . 8 0 2 + . 9 6 1 4 9 * V A R 1

Corre la t ton: r = . 6 5 1 8 6

6 0 1 0 0 1 4 0 1 8 0

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B q / L ) - LR

2 2 0

• R é g r e s s i o n

2 6 0 9 5 % c o n f i d .


^^^Rn(Bq/L) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).


V A R 2 = 3 2 . 5 3 7 + 2 . 4 6 0 6 * V A R 1

C o n e t e t i o n : r = . 6 7 1 0 1


Figura 22. Correlação entre a concentração de Ra(mBq/I.) e a condutividade

elétrica(juS/cm) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).

^ 3 . 6

126


V A R 2 = . 9 5 1 1 6 + . 0 4 0 9 2 * V A R I

Corre la t ion: r - . 7 9 6 0 9

1 5 2 5 3 5 4 5


X . R e g r e s s i o n

6 5 9 5 % c o n f i d .


potássio(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).


V A R 2 = - . 0 0 2 8 + . 0 0 4 7 8 ' V A R I

Corre la t ion: r = . 8 5 9 9 7

15 2 5 3 5 4 5



6 5 9 5 % c o n f i d .


fluoreto(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).

127

V A R I VS. V A R 2

V A R 2 = 1 . 4 1 2 4 + . 1 0 0 6 5 * V A R 1

Comela t ion : r = . 8 1 7 0 9

1 5 2 5 3 5 4 5



6 5 9 5 % c o n f i d .

Figura 25. Correlação entre a concentração de ^^^Ra(mBq/L) e a concentração

cloreto(mg/L) na Unidade de Negócio Vale do Ribeira(LR).

de


V A R 2 = . 0 1 4 2 8 + . 0 0 0 7 3 * V A R I

Cot re la t ion : r = . 7 0 6 9 8

1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B q / L ) - I A

8 0

R e g r e s s i o n

9 5 % c o n f i d .


total(Bq/L) na Unidade de Negócio Alto Paranapanema(IA).

128

r

- 1 0

V A R 1 v s . V A R 2

V A R 2 = 2 . 1 0 0 8 + . 2 9 7 2 7 * V A R 1

Corre la t ion: r = . 7 3 7 3 2

1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0



8 0 9 5 % c o n f i d .


sódio(mg/L) na Unidade de Negócio Alto Paranapanema(IA).


V A R 2 = - 9 . 9 1 7 + . 5 4 0 8 0 * V A R I

Cor re la t ion: r = . 6 9 8 5 9

1 5 2 5 3 5 4 5 5 5


22«,

"V R e g r e s s i o n

5 5 9 5 % c o n f i d .


sódio(mg/L) na Unidade de Negócio Alto Paranapanema(IA).

129

0 . 1 1

- 1 0


V A R 2 = . 0 1 3 1 5 + . 0 0 0 8 3 * V A R 1

Corre la t ion: r = . 6 6 1 0 4

1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0

C o n c e n t r a ç ã o R a - 2 2 6 ( m B < í / L ) - I M


8 0 9 5 % c o n f i d .


total(Bq/L) na Unidade de Negócio Médio Tietê(IM).

130

De acordo com a portaria n°36/GM, de 19 de janeiro de 1990, a água

potável destinada ao abastecimento público deve satisfazer os limites de 0,1 Bq/L para

radioatividade alfa total e 1 Bq/L para radioatividade beta total. Quando os valores destes

padrões de qualidade radioativa das águas de abastecimento são ultrapassados, a portaria

recomenda que se verifique se os limites estabelecidos na Norma CNEN-NE 3.01 para a

ingestão dos radionuclídeos de interesse estão sendo respeitados.

O sistema de limitação de dose recomendado pela Norma Experimental da

CNEN, 'TDiretrizes Básicas de Radioproteção" - CNEN-NE 3.01^'^^ estabelece como limite

primário de dose equivalente efetiva anual para individuos do público, o valor de 1 mSv.

Afim de que o limite de dose primário seja cumprido, a norma CNEN-NE 3.01 estabelece

também um limite secundário para a incorporação de radionuclídeos pelos indivíduos do

público. Considerando-se a ingestão dos radionuclídeos presentes na água potável, este

limite deve satisfazer a seguinte expressão:

(LIAj I 50)

< 1 (23)

onde:

Ij = ingestão anual do radionuclídeo j (Bq).

LIAj = limite de incorporação anual para o radionuclídeo j , para trabalhadores (Bq).

Nos casos em que as concentrações de atividade alfa e beta total excederam

os limites de 0,1 Bq/L e 1 Bq/L, respectivamente, foi avaliado se o Umite secundário foi

ultrapassado, considerando-se o consumo diário de água de 2L por pessoa^'"^ e as

concentrações correspondentes de " ' R a e de " ' R a obtidas nestes locais. No caso da

amostra IB-240, que apresentou atividade beta total de 1,8 Bq/L e para a qual foi

demonstrado que este valor não era devido a presença de " ' R a , foi utilizado nestes cáculos

7.4. Concordância com os padrões de potabilidade para radioatividade

estabelecidos na portaria n °36/GM

131

O valor do limite de incorporação anual estabelecido para o '"'K. O S respectivos valores dos

limites de incorporação anual utilizados nestes cálculos foram 7x10^* e 1x10^ para o " ' R a e

o '^"K^^^^ Em todos os cálculos, os resultados obtidos foram menores que a unidade.

A partir destes dados, concluiu-se que os limites secundários não foram

superados e, portanto, as águas podem ser consumidas sem que isto ocasione algum dano

adicional à saúde da população.

7.5. Estimativa das doses efetivas nos órgãos críticos e das doses efetivas

comprometidas devido à ingestão das águas de abastecimento público

contendo radionuclídeos naturais

A partir dos resultados das concentrações de atividade médias aritméticas de

" 'Ra , " ' R a e ' " R n determinados nas Unidades Regionais de Negocio estudadas no

presente trabalho e utilizando-se a Equação 3, foram estimadas as doses efetivas no osso e

no estómago, órgãos críticos para a incorporação de rádio e radônio respectivamente,

considerando-se a ingestão de água como via crítica principal. Da mesma maneira, as

doses efetivas comprometidas para os radionuclídeos de interesse, recebidas pelos

individuos do público que consomem água potável em cada uma das Unidades Regionais

de Negócio da SABESP, foram calculadas. Esta estimativa foi realizada assumindo-se uma

taxa de ingestão de água de 2L/dia por um homem aduho^"'^ e utilizando-se os respectivos

fatores de conversão de dose específicos para " ' R a , " ' R a e 222^(42,80,86) doses obtidas

são apresentadas a seguir na Tabela 24.

132

Unidade Hosso Hefetiva Hosso Hefetiva Hestômago Hefetiva

de " ' R a " ' R a "«Ra " ' R a ' " R n ' " R n

Negócio (mSv/ano) (mSv/ano) (mSv/ano) (mSv/ano) (mSv/ano) (mSv/ano)

rv 0,1 2,8x10^ 0,6 0,1x10^ LI 0,1

LB 0,2x10^ 0,4x10' 0,5 0,1x10* 0,2 0,2x10*

IT 0,3x10* 0,7x10^ 0,4 0,1x10* 0,4 0,4x10*

LR 0,3 0,6x10' 0,6 0,2x10* 3,2 0,3

LN 0,1x10* 0,2x10^ 0,4 0,1x10* 0,2 0,2x10*

IM 0,1 0,2x10' 0,5 0,1x10* 0,6 0,6x10*

m 0,3x10* 0,6x10^ 0,5 0,1x10* 0,4 0,4x10*

IA 0,1 0,2x10' 0,5 0,1x10* 1,1 0,1

Considerando-se os resultados apresentados na Tabela 24, pode-se verificar

que as maiores doses efetivas comprometidas, para os indivíduos do público que

consomem água potável nas Unidades Regionais de Negócio estudadas no Estado de São

Paulo, foram observadas na região do Vale do Ribeira tanto para a ingestão de " 'Ra ,

quanto para a ingestão de " ' R a e " 'Rn .

7.6. Determinação das concentrações médias de ''^Ra, ''^Ra e '''Rn

ponderadas pela população nos sistemas de abastecimento público

gerenciado pela SABESP no Estado de São Paulo

Os valores das concentrações de atividade médias de " 'Ra , " ' R a e ' " R n

ponderadas pela população abastecida nas Unidades estudadas, constituem dados mais

adequados para se avaliar se a água potável de um determinado sistema em particular, que

apresente níveis de radioatividade natural acima dos limites, deve ter seu uso restrito ou

limitado, necessitando de um método alternativo para remoção dos radionuclídeos naturais

TABELA 24. Estimativa das doses efetivas na superficie do osso e no estómago e das

doses efetivas comprometidas para individuos do público devido à ingestão de água

de abastecimento.

133

considerados carcinogênicos. Esta tomada de decisão deve ser baseada em uma análise

custo-benefício.

As respectivas concentrações médias de " ' R a , " ' R a e ' " R n ponderadas

pela população abastecida pela SABESP no Estado de São Paulo (Cmpp), considerando-se

as concentrações médias aritméticas destes radionuclídeos e a população residente atendida

com abastecimento de água nas 8 Unidades Regionais de Negócio estudadas, foram

obtidas pela seguinte expressão^''^^:

I JL iCz jc Pi Cmpp = (24)

onde:

Ci = concentração de atividade média aritmética de " ' R a , " ' R a ou " ' R n obtida na

Unidade i (Bq/L).

Pi = população residente atendida com abastecimento de água na Unidade i (1.000 hab).

i = cada uma das Unidades Regionais de Negócio,

n = número total de Unidades Regionais de Negócio.

A Tabela 25 apresenta os dados da população residente atendida com

abastecimento de água pela SABESP e os respectivos índices de atendimento dos

domicílios urbanos nas 8 Unidades Regionais de Negócio, levando-se em conta os dados

populacionais fornecidos pelo censo preliminar de 1996 do IBGE.

134

Unidade Dez/94 Dez/94 Dez/95 Dez/95 Dez/96 Dez/96 Set/97 Set/97

de (lO^hab) (%) (lO^hab) (%) (10'hab) (%) (lO^hab) (%)

Negócio

LB 1.184 92,9 1.212 93,6 1.253 95,5 1.283 98,1

LN 108 67,3 117 70,1 124 71,6 137 77,7

LR 134 71,6 137 71,7 142 73,3 147 74,9

IA 486 93,2 501 93,6 519 95,3 531 96,4

IB 626 97,4 642 97,9 651 97,5 679 98,8

IM 534 81,3 563 80,9 613 85,8 797 92,2

IT 458 99,4 466 98,2 476 98,9 480 99,6

r v 932 89,4 977 92,0 1.015 93,9 1.048 96,7

Total 4.462 4.615 4.793 5.102

Dados projetados com o censo/1996.

Os resultados das concentrações médias de " 'Ra , " ' R a e ' "Rn , ponderadas

pela população residente nos sistemas de abastecimento público pertencentes às 8

Unidades Regionais de Negócio da SABESP são apresentadas na Tabela 26. Estes

resultados foram estimados considerando-se os dados populacionais relativos a Setembro

de 1997.

TABELA 26. Concentrações médias de " ' R a , "*Ra e " ' R n , ponderadas pela

população residente atendida com água de abastecimento fornecida pela SABESP.

" 'Ra(mBq/L) ""RaímBq/L) " 'Rn(Bq/L)

Cmpp(Set/97) 7,7 27 9,5

A partir destes valores, foram calculadas utilizando-se a Equação 3, as

respectivas doses efetivas comprometidas para ' "Ra , ' " R a e " 'Rn . As doses efetivas

comprometidas observadas foram 1,6x10"' mSv/ano para o " 'Ra , 1,3x10"' mSv/ano para o

TABELA 25. População residente atendida com abastecimento de água e os

respectivos índices de atendimento domiciliares urbanos nas 8 Unidades Regionais de

Negócio da SABESP estudadas no presente trabalho.

135

" ' R a e 6,9x10'' mSv/ano para o " 'Rn . Estes valores são menores que aqueles

determinados anteriormente para cada Unidade Regional de Negocio isoladamente.

Entretanto, eles mostram que o Rn é o radionuclídeo natural que mais contribui para a

exposição á radiação decorrente do consumo destas águas.

Da mesma forma, foram estimadas as doses efetivas comprometidas

coletivas para os indivíduos do público, levando-se em conta as concentrações médias

ponderadas pela população de " ' R a , " 'Ra , " ' R n e a população total abastecida nas 8

Unidades Regionais de Negócio da SABESP. Os respectivos valores obtidos foram: 8,2

homem-Sievert para ' "Ra , 66 homem-Sievert para " ' R a e 352 homem-Sievert para o

' " R n . Isto demonstra mais uma vez que o " ' R n é o radionuclídeo natural que mais

contribui para a exposição à radiação decorrente do consumo destas águas.

7.7. Estimativa do risco de câncer devido à ingestão de '^^Ra, '^^Ra e ''^Rn

presentes nas águas de abasíecitnenío público estudadas no Estado de São

Paulo

Neste trabalho, o risco decorrente da incorporação de rádio a partir da água

potável foi estimado utilizando-se o modelo proposto por Rowland e Mays^'^'^'\ levando-

se em consideração que a expectativa de vida média no Brasil é de 65 anos^*'^\ Para a

incidência de carcinomas no crânio, apenas a incorporação durante os primeiros 55 anos

foi considerada efetiva, uma vez que o período de latência mínimo para a ocorrência deste

tipo de câncer é de 10 anos^^'^. Para a incidência de osteosarcomas, assumiu-se que a

incorporação ocorreu durante os primónos 60 anos, pois neste caso, o periodo de latência

mínimo é de 5 anos A ingestão foi convertida em incorporação de rádio no sangue

utilizando-se o fator de absorção gastrointestinal de 20%^ * A taxa de ingestão de água foi

assumida ser de 2 L/dia por pessoa ' l Nestes cálculos, foram utilizadas as Equações 6 e 7

descritas no Capítulo 5 deste trabalho. Os resuhados do excesso de incidência de casos de

osteosarcoma e carcinomas no crânio por pessoa-ano, devido à ingestão de água de

abastecimento no Estado de São Paulo, são apresentados na Tabela 31.

136

Unidade de

Negócio

Osteosarcomas

por pessoa-ano

Carcinomas no Crânio

por pessoa-ano

IV 4,2x10^ 4,7x10**

11 3,0x10^ 1,1x10^

LB 3,0x10"' 6 ,4x10'

LR 5,4x10' 9 ,5x10'

LN 2,9x10' 4 ,2x10 '

IM 4,1x10^ 3,9x10'

IB 3,2x10' 1,0x10"'

IA 3,9x10"' 3 ,9x10'

Estes resultados mostram que no pior caso, para a população que consome

as águas de abastecimento público na Unidade de Negócio Vale do Ribeira, foram

previstos 1 caso de osteosarcoma por milhão de pessoas expostas por ano, enquanto o

nenhum caso de carcinomas no crânio por ano foi estimado por milhão de habitantes. A

incidência natural deste tipo de câncer na região sudeste do pais é 7xl0"'/ano^'"\ o que

significa 455 casos por milhão de indivíduos, assumindo uma expectativa de vida de 65

anos. Portanto^ um excesso de 0,2% na taxa de incidência natural de câncer devido à

ingestão de rádio pode ser esperado em virtude do consumo das águas potáveis estudadas.

O risco de câncer devido à ingestão de radônio foi determinado levando-se

em consideração a taxa de ingestão de água de 2L/dia durante toda a vida* ' -* e que 20% do

radônio é perdido durante os processos de encher o copo e beber a água^''\ Para tanto,

utilizou-se- o modelo dosimétrico estabelecido por Crawford-Brown '•' '*-', que foi baseado

no comportamento biocinético do radônio determinado por Correia e colaboradQres^'*''^

Ambas as metodologias foram descritas no Capítulo 5. A probabilidade de um excesso de

0,4x10"' casos de incidência de cánceres fatais por toda a vida para cada pCi/L de ' " R n

ingerido foi empregada neste cálculo. Os resultados do excesso de incidência de cánceres

•OMÍSSAO NfiCiCNíL DE EWERGiA N U C L E A R / S P !P£ i

TABELA 27. Excesso de incidência de casos de osteosarcoma e carcinomas no crânio

por pessoa-ano, obtidos a partir da Ingestão de água de abastecimento no Estado de

São Paulo.

137

Unidade de Cánceres Fatais

Negócio por pessoa-ano

rv 132x10'

IT 27x10"'

LB 48x10^

LR 373x10 '

LN 18x10 '

EM 76x10^

IB 46x10 '

IA n 7 x l O ^

Estes resultados mostram que no pior caso, novamente na Unidade de

Negócio Vale do Ribeira, um total de 373 casos de cánceres fatais por milhão de pessoas

expostas por ano foram previstos. A taxa de incidência natural de câncer no estômago na

região sudeste do Brasil é 6,8xl0''/ano, o que significa 4.437 casos por milhão de pessoas,

assumindo-se a expectativa de vida de 65 anos^'"\ Deste modo, um excesso de 8% na taxa

de incidência natural de câncer devido a ingestão de ' " R n pode ser esperado em virtude do

consumo das á ^ a s de bastecimento analisadas.

A metodologia de avaliação de risco inclui diversas variáveis que podem

contribuir para a incerteza global nas previsões finais. Entre elas, podemos citar a faha ou a

inadequada descrição dos hábitos populacionais e os erros associados às medidas.

As incertezas associadas a avaliação dos efeitos carcinogênicos devido à

exposição do homem a radiação, podem incluir aquelas pertinentes aos modelos

metabólicos, aos cálculos dosimétricos e aos coeficientes de risco. Neste úhimo caso, a

principal fonte de incerteza é proveniente do conhecimento limitado das curvas dose-

fatais por pessoa-ano, devido à ingestão de ' " R n presente na água de abastecimento no

Estado de São Paulo, são apresentados na Tabela 28.

TABELA 28. Excesso de incidência de casos de cánceres fatais por pessoa-ano, devido

à ingestão de " ' R n presente na água de abastecimento no Estado de São Paulo.

138

resposta. A análise do risco é um processo matemático e probabilístico, sendo essencial a

expressão quantitativa das incertezas.

A principal fonte de incerteza na avaliação do risco de câncer devido à

ingestão de rádio é a forma da curva dose-resposta para a indução de câncer ósseo. A

previsão do número de casos de câncer induzidos por isótopos de rádio foi baseada numa

curva dose-resposta linear. Contudo, se a curva dose-resposta verdadeira para a indução de

câncer devido à ingestão de rádio a baixas doses for quadrática, o risco verdadeiro será

uma ordem de grandeza inferior ao valor calculado. Uma outra fonte de contribuição para a

incerteza é a variabilidade dos parâmetros utilizados. Uma taxa de ingestão de água de

2L/dia foi utilizada, a incerteza deste valor pode variar de um fator de aproximadamente 2.

A incerteza total na determinação dos radionuclídeos, incluindo as incertezas da técnica de

medida e da variabilidade dos dados também contribui com um valor de duas ordens de

grandeza. Estas considerações sugerem que o risco verdadeiro para o rádio está dentro de

um intervalo 2 ordens de grandeza acima e 3 ordens de grandeza abaixo do valor

encontrado. Portanto, no caso do rádio, nenhum caso de câncer pode ser esperado em

consequência da ingestão dos isótopos " ' R a e " ' R a presentes nas águas de abastecimento

público estudadas.

As principais fontes de incerteza envolvidas na estimativa dos efeitos

carcinogênicos devido à ingestão de ' " R n estão relacionadas ao formato da curva dose-

resposta, à determinação das doses orgão-específícas por unidade de radônio ingerido nos

modelos de Correia e colaboradores^*"'^ e de Crawford-BroW*'''*^ a variabilidade

observada nas concentrações medidas e aquelas intrínsicas da metodologia radiométrica.

No cálculo do risco para a ingestão de radônio assumiu-se a hipótese de que a curva dose-

resposta é linear. Uma resposta linear devido à ingestão de radionuclídeos emissores alfa

foi observada a partir de dados epidemiológicos consistentes em humanos e em animais^"l

Contudo, como não existem dados epidemiológicos diretos da exposição de humanos ao

radônio, a possibilidade da não-linearidade da curva dose-resposta pode contribuir para que

o risco estimado seja menor por um fator de 2. Crawford-Brown^'°'*^ avaliou que as

incertezas envolvidas no cálculo das doses por unidade de radônio incorporado variam

num fator de 3. Uma taxa de ingestão de água de 2L/dia foi utilizada, a incerteza deste

valor pode variar de um fator de aproximadamente 2. A variabilidade nas concentrações de

139

" ' R n observadas no Estado de São Paulo e aquelas relativas ao método analítico

contribuem com 2 ordens de grandeza. Estas considerações sugerem que o verdadeiro risco

para o radônio está dentro de um intervalo 3 ordens de grandeza acima e abaixo. Deste

modo, assim como foi determinado para o rádio, no caso da ingestão de radônio presente

nas águas de abastecimento público estudadas, nenhum caso de câncer deve ser esperado.

140

CAPITULO 8:

8. Conclusões

A determinação dos níveis de radioatividade natural nas águas de

abastecimento público do Estado de São Paulo foi realizada com a finalidade de se

estabelecer um banco de dados relativos às concentrações de ' "Ra , ' " R a e ' " R n nas águas

potáveis consumidas no Brasil. É importante ressaltar que estes dados são praticamente

inexistentes no Brasil. Neste âmbito, foram medidas principalmente, as concentrações dos

radionuclídeos naturais ' "Ra , ' " R a e ' " R n , considerados os mais criticos quanto à

ingestão das águas de abastecimento público, levando-se em consideração não somente a

suas radiotoxicidades, mas também, a suas respectivas probabilidades de ocorrência nas

mesmas. Além disso, foram determinadas nas mesmas amostras de água alguns parâmetros

físico-químicos e alguns cátions e ânions considerados relevantes para se avaliar a

composição química das águas analisadas.

Assim, foram estudadas 452 amostras de água destinada ao abastecimento

público no Estado de São Paulo, fornecidas à população pela SABESP, no periodo de

Setembro/94 a Agosto/96. Foram observadas concentrações de atividade de ' " R a variando

de < 2,2 a 235 mBq/L, concentrações de atividade de ' " R a variando de < 3,7 a 131 mBq/L

e concentrações de atividade de ' " R n no intervalo de 0,40 a 315 Bq/L. As maiores

concentrações dos radionuclídeos naturais estudados foram determinadas na região do Vale

do Ribeira.

O valor de referência para radioatividade alfa total estabelecido na portaria

n° 36/GM foi excedido em apenas 4 locais, cujos códigos de amostragem foram

respectivamente: IV-11 e IV-90(recoleta), IT-23, LR-52 e LR-214(recoleta), LR-218. O

valor de referência para a radioatividade beta total de 1 Bq/L estabelecido na portaria n°

36/GM foi excedido em apenas um local, correspondente ao ponto de amostragem IB-240.

141

As concentrações de atividade de " ' R a determinadas nas amostras de água

potável foram excedidas quanto ao limite de potabilidade de 0,1 Bq/L nos seguintes locais:

IV-11 e IV-90(recoleta), LR-62 e LR-218.

Dentre as 452 amostras de água de abastecimento público analisadas, em

nenhum caso foi observada uma concentração de " ' R a acima do limite de potabilidade

estabelecido para a radioatividade beta total de 1 Bq/L.

Concentrações de atividade de " ' R n consideravelmente ahas foram

observadas nos seguintes locais: IV-90, LR-54, LR-65, LR-214, LR-216, LR-218 e lA-

363.

As seguintes boas correlações entre as concentrações de atividade de ' " R a ,

" ' R a , ' " R n , atividade alfa total, os parâmetros físico-químicos e a composição química

das águas estudadas foram determinadas:

- ' " R a e atividade alfa total nas Unidades IV, LR, lA e IM;

- " ' R a e ' " R n nas Unidades IV e LR;

- ' " R a e Mg'* na Unidade IV;

- ' " R a e S O 4 ' ' na Unidade IV;

- " ' R a e Ca'* na Unidade IV;

- ' " R a e a condutividade da água na Unidade LR;

- " ' R a e K* na Unidade LR;

- " ' R a e F' na Unidade LR;

- " ' R a e C r na Unidade LR;

- " ' R a e Na* na Unidade IA;

- " ' R a e Na* na Unidade IA.

Considerando-se as concentrações médias aritméticas dos radionuclídeos

críticos e as respectivas concentrações médias ponderadas pela população abastecida pela

SABESP nas Unidades Regionais de Negócio do Interior e do Litoral do Estado de São

Paulo, foiam avaliados a dose de radiação e o risco decorrentes da ingestão de água

potável.

142

Verificou-se que as maiores doses efetivas comprometidas, para os

individuos do público que consomem água potável nas Unidades Regionais de Negócio

estudadas no Estado de São Paulo, foram observadas na região do Vale do Ribeira tanto

para a ingestão de Ra, quanto para a ingestão de Ra e Rn.

A partir dos valores das concentrações médias ponderadas pela população

abastecida no Estado de São Paulo,as respectivas doses efetivas comprometidas para " ' R a ,

" ' R a e ' " R n foram: 1,6x10"' mSv/ano, 1,3x10"^ mSv/ano e 6,9x10'^ mSv/ano. Estes

valores são menores que aqueles determinados anteriormente para cada Unidade Regional

de Negócio isoladamente. Entretanto, eles mostram que o " ' R n é o radionuclídeo natural

que mais contribui para a exposição à radiação decorrente do consumo destas águas.

As doses efetivas comprometidas coletivas para os indivíduos do público

foram: 8,2 homem-Sievert para " 'Ra , 66 homem-Sievert para " ' R a e 352 homem-Sievert

para o ' "Rn . Isto demonstra mais uma vez que o ' " R n é o radionuclídeo natural que mais

contribui para a exposição à radiação decorrente do consumo destas águas.

Considerando-se a ingestão de ' " R a e ' " R a a partir da água potável, foram

previstos 1 caso de osteosarcoma por milhão de pessoas expostas por ano, enquanto

nenhum caso de carcinomas no crânio por ano foi estimado por milhão de habitantes. Um

excesso de 0,2% na taxa de incidência natural de câncer devido à ingestão de rádio pode

ser esperado em virtude do consumo das águas potáveis estudadas. A análise das incertezas

pertinentes à estimativa de risco sugere que o risco verdadeiro para o rádio está dentro de

um intervalo 2 ordens de grandeza acima e 3 ordens de grandeza abaixo do valor

encontrado. Portanto, no caso do rádio, nenhum caso de câncer deve ser esperado em

consequência da ingestão dos isótopos ' " R a e " ' R a presentes nas águas de abastecimento

público estudadas.

Levando-se em conta a presença de ' " R n nas águas de abastecimento

consumidas no Estado de São Paulo, um total de 373 casos de cánceres fatais por milhão

de pessoas expostas por ano foram previstos. Deste modo, um excesso de 8% na taxa de

incidência natural de câncer devido a ingestão de " ' R n pode ser previsto em virtude do

consumo das águas de abastecimento analisadas. A análise das incertezas associadas à

143

previsão do risco sugere que o verdadeiro risco para o radônio está dentro de um intervalo

3 ordens de grandeza acima e abaixo deste valor. Deste modo, assim como foi determinado

para o rádio, no caso da ingestão de radônio presente nas águas de abastecimento público

estudadas, nenhum caso de câncer deve ser esperado.

A partir destes resultados, concluiu-se que as águas estudadas neste trabalho

podem ser consumidas sem que isto ocasione algum dano adicional à saúde da população.

144

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Êoen AUTARQUIA ASSOCIADA À UNIVERSIDADE

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DETERMINAÇÃO DOS NÍVEIS DE RADIOATIVIDADE

NATURAL EM ÁGUAS UTILIZADAS PARA ABASTECIMENTO

PÚBLICO NO ESTADO DE SÃO PAULO

VOLUME II


Tese apresentada como parte dos requisitos para obtenção do Grau de Doutor em Ciências na Área de Tecnologia Nuclear - Aplicações.

Orientadora: Dra. Barbara Paci Mazzilll

São Paulo 1998






Volume II


Orientadora: Dra.Barbara Paci Mazzilli

SÃO PAULO

1998


DETERMÜíAÇÃO DOS NÍVEIS DE RADIOATIVIDADE NATURAL




Volume II


Orientadora: Dra.Barbara Paci Mazzilli

SAO PAULO

1998

SUMÁRIO

Volume 11

APÊNDICE A:

Distribuição do Estado de São Paulo em Zonas Hidrográficas 160

APÊNDICE B:

Resultados de Intercomparação 169

APÊNDICE C:

Concentrações de ^ ^Ra, ^ ^Ra e ^ ^Rn nas amostras de água de abastecimento coletadas no


APÊNDICE D:

Localização dos pontos de amostragem 191

APÊNDICE E:

Determinação dos parâmetros físico-químicos nas amostras de água de abastecimento do


APÊNDICE F:

Determinação de cations e anions específicos nas águas de abastecimento público do

Estado de São Paulo/Parte 1 e Parte 2 235

160

APÉNDICE A

Distribuição do Estado de São Paulo em Zonas Hidrográficas

Os radionuclídeos naturais encontram-se frequentementente presentes na

água destinada ao abastecimento público ( 4 ' 5 ) . Esses radionuclídeos encontram-se

associados à origem destas fontes de água e são pertencentes às três séries radioativas que

ocorrem naturalmente: a série do urânio (Figura 1), a série do tório (Figura 2) e a série do

actínio (Figura 3). Destes radionuclídeos, os elementos de maior interesse do ponto de

vista de risco à sáude são o rádio (Ra), o radônio (Rn) e o urânio (U). Os isótopos

pertencentes à série do urânio que podem ocasionar um risco à saúde devido a sua presença

na água de abastecimento são o 2 3 8 U , o 2 3 4 U , o 2 2 6 R a e o 2 2 2 Rn. Além destes radionuclídeos, 228

o Ra, que ocorre na série do tório, também pode ser encontrado na água potável e é

considerado muito importante do ponto de vista radiológico. Os demais radionuclídeos

presentes nas três séries radioativas naturais tem sido detectados em níveis muito baixos na

água potável. Recentemente, entretanto, concentrações consideráveis de 2 1 0 P o foram

determinadas na água potável da Flórida ( 6 ) .

Hg 206 8.1m

Tl 210 1,3 m

Pb 214 26.8 m

0.04 •/.

0.75-10- '%

V b 210 SO 22 a

* Tl 206

¿ V B ¡ 214 12319.8 m

Po 218 3.05 m

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Figura 1. Esquema de decaimento radioativo do U 238 jr (7)

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10) .

169

APÉNDICE B

Resultados de Intercomparação

170

Tabela 1-B. Resultados obtidos na amostra de água do Programa Nacional de

Intercomparação - PNI/IRD, contendo Unat, ^ ' Ra e ^^"Pb(ll/07/95).

INSTITUTO DE RADIOPROTEÇAO E DOSIMETRÍA

PROGRAMA NACIONAL DE INTERCOMPARAÇÃO

URANIO, RADIO E CHUMBO EM AGUA

PROTOCOLO: 0528EF20/0895 DATA DE REFERENCL^ U / 0 7 / 9 5

ANÁLISE DE X. X s U

AVALIAÇÃO ANÁLISE DE X. X s U Su

D CV NA LC

UR.ÂNIO 32.2 32.5 33.1

32.60 0.46 39.0 5.9 -1.88 1% DENTRO DENTRO

RADIO-226 19.92 19.09 19.29

19.43 0.43 16.6 2.5 1.96 2% DENTRO DENTRO

CHUMBO-2I0 68.07 77.92 74.53

73.51 5.00 59.9 12.0 1.96 7% DENIRO DENTRO

OBS: Os resultados estão expressos em unidades de (pCi/1).

171


Intercomparação - PNFIRD, contendo Unat,^^Ra, ^^Ra e ^"Pb(21/03/96).

LNSTITUTO DE RADIOPROTEÇAO E DOSIMETRIA


CHUMBO, RÁDIO E URÂNIO EM AGUA

PROTOCOLO: 0624EF20/0496 DATA DE REFERENCL\ 21 / 03 / 96

ANÁLISE DE X, X s U Su

AVALIAÇÃO ANÁLISE DE X, X s U Su

D CV NA LC

CHUMBO-210 52.0 10.4

RADIO-226 18.9 19.1 18 8

18.93 0.15 17.2 2.6 1.15 1% DENTRO DENTRO

R.4DIO-228 12.4 120 14.2

12.87 1.17 16.1 4 0 -1.40 9% DENTRO DENTRO

LTR.ÃNIO 19.1 189 19.4

19.13 0.25 19.4 2.9 -0.16 1% DENTRO DENTRO

OBS: Os resultados estão expressos em unidades de (pCi/1).

172


Intercomparação - PNI/IRD, contendo Unat, ^^''Ra, ^^Ra e ^^"Pb(12/07/96).

4< ^ INSTITUTO DE RADIOPROTEÇAO E DOSIMETRÍA


CHUMBO, RADIO E URANIO EM ÁGUA

PROTOCOLO: 0675EF20/0896 DATA DE REFERENCU 1 2 / 0 7 / 9 6

ANÁLISE DE X, X s U Su

AVALIAÇÃO ANÁLISE DE X, X s U Su

D CV NA LC

CHUMBO-210 55.1 11.0

RADIO-226 29.7 29.1 30.9

29.90 0.92 27.2 4.1 1.14 3% DENTRO DENTRO

RADIO-228 25.0 24.3 25.6

24.97 0.65 21.4 5.4 1.14 3% DENTRO DENTRO

URÂNIO 25.1 24.9 24.7

24.90 0.20 26.4 4.0 -0.65 1% DENTRO DENTRO

OBS; Os resultados estão expressos em unidades de (pCi/1).

173 Tabela 4-B. Resultados obtidos na amostra de água do Programa Nacional de

Intercomparação - PNI/IRD, contendo Unat, ^^^Ra, ^Ra e ^*"Pb(03/03/97).

INSTITUTO DE RADIOPROTEÇAO E DOSIMETRÍA PROGRAMA NACIONAL DE INTERCOMPARAÇÃO

CHUMBO, RÁDIO E URÂNIO EM ÁGUA

PROTOCOLO: ( JOSILENE) 20/0497 DATA DE REFERÊNCIA: 03/03/ 97

ANÁLISE AVALIAÇÃO DE X, X s U Su

D CV NA LC

Pb-210 0.816 0.163

Ra-226 1.6 1.5 1.5

1.533 0.058 1.409 0.282 0.76 4% DENTRO DENTRO

Ra-228 0.3 0.4 0.4

0.367 0.058 0.426 0.107 -0.96 16% DENTRO DENTRO

U 0.557 0.084

OBS: Os resultados estão expressos em unidades de (Bq/1).

INSTITUTO DE RADIOPROTEÇAO E DOSIMETRÍA PROGRAMA NACIONAL DE INTERCOMPARAÇÃO

DEFINIÇÕES:

U - Valor de referência, considerado como o valor "Verdadeiro" para a grandeza analisada nas amostras.

su - Desvio padrão do valor de referência.

sm - Desvio padrão da média do valor de referência = su / / n

n - Número de repetições realizadas pelo laboratório participante.

Xj - Valor obtido em uma análise, pelo laboratório participante.

X - Valor médio obtido das "n" análises realizadas pelo laboratório participante.

s - Desvio padrão em relação à X.

CV - Coeficiente de variação, definido por: CV = ( s / X ) . lOOVo. Quanto menor o valor de CV, melhor a repetibilidade da análise.

LC - Intervalo de valores aceitáveis, entre os Limites de Controle. (Valores < U ± 3 sm). Limite de controle inferior, LCI = U - 3 sm e limite de controle superior, LCS = U + 3 sm.

NA - Inter>'alo de valores bons entre os Níveis de Advertência. (Valores U ± 2 sm). Nível de advertência inferior, NAI = U - 2 sm e nível de

advertência superior, NAS = U + 2 sm.

D - Desvio normalizado, utilizado como parâmetro de avaliação e calculado pela expressão:

D = su

Quanto mais se aproximar de zero o valor de "D", melhor o desempenho alcançado pelo laboratório participante. Para (DJ > 3 o sistema de análise está fora de controle.

Referências:

1 - Natrella, M.G., "Experimental Statistics", NBS HANDBOOK No. 9L U.S Department of Commerce, p. 3 - 8, NBS, 1963.

2 - Jarvis, N.A. and Siu, L.,"Environmental Radioactivit\ - Laborator> Intercomparison Studies Program", EPA-600/ 4-81-004, U.S.EPA, 1981.

174

APÉNDICE C

Concentrações de ^ ®Ra, ^ ®Ra e ^ Rn nas amostras de água de

abastecimento coletadas no Estado de São Paulo

175

Local e data ^ ''Ra ** Rn

de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "W^'^Ra

rV-1 (12.09.94) <2,2 37 ± 1 ND 17

IV-2 (12.09.94) 2,3 ± 0,7 33+1 ND 14

rV-3 (12.09.94) 3,1 ± 0,1 78+1 ND 26

rV-4 (12.09.94) <2,2 38 ± 5 ND 17

rV-6 (12.09.94) 13 ± 2 38 + 6 ND 2,9

rV-7 (12.09.94) 5,5 ± 1,9 41 ± 14 ND 7,4

rV-8 (12.09.94) 5,4 ± 1,0 3 8 + 1 ND 7,0

rV-9 (13.09.94) <2,2 40 + 0 ND 18

rV-10 (13.09.94) <2,2 36* ND 16

rV-11 (13.09.94) 115 ± 9 23 ± 5 ND 0,20

rV-12 (13.09.94) 11 ± 1 20 + 2 ND 1,8

rV-13 (12.09.94) <2,2 32 + 6 ND 15

rV-14 (13.09.94) 13 ± 4 38 + 5 ND 2,9

rV-lSA (13.09.94) <2,2 40 ±0 ND 18

IV-15B (13.10.94) 3,5 ± 0,6 29 + 4 4,4 ± 0,7 8,2

IV-16 (13.10.94) 4,5 ± 0,9 27 + 2 15 ± 1 6,2

IV-17 (13.10.94) 5,2 ± 2,0 26 ± 5 3,7 + 0,2 5,1

IV-18 (13.10.94) 8,0 ± 1,2 3 0 + 1 13 + 0 3,8

IV-19 (13.10.94) <2,2 30 + 5 1,0 ± 0 14

IV-20 (13.10.94) 8,6 ± 0,4 28+1 12+1 3,2

IV-21 (13.10.94) 9,1 ± 6,3 18 ± 9 13+1 1,9

IV-22 (13.10.94) 26 ± 1 45 + 3 7,2 + 0,3 1,7

Limites inferiores de detecção: "*Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; ^ Rn = 0,19 Bq/L.

* Representa apenas 1 determinação

ND = nenhuma determinação

TABELA 1-C. Concentrações de "*Ra, "*Ra e "^Rn nas amostras de água de

abastecimento coletadas no Estado de São Paulo.

Continuação/ TABELA 1-C.

176

Local e data ^^«Ra "^Rn " W " R a de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) " W " R a

IV-23 (13.10.94) 2,3 + 0,4 25 + 0 1,9 + 0,7 11 IV-24 (14.10.94) 18 + 1 39 ± 5 19 + 0 2,1 rV-25 (14.10.94) 24 ±0 28 ±4 20 ± 1 1,2 IV-26 (14.10.94) <2,2 27 ± 4 2,0 + 0,2 12 IT-1 (07.12.94) <2,2 26 ±2 5,0 ± 0,4 12 IT-2 (07.12.94) <2,2 27 + 2 4,9 ± 0,4 12 IT-3 (07.12.94) <2,2 26+1 7,1 + 0,1 12 IT-4 (08.12.94) <2,2 25 + 3 2,6 + 0,4 11 IT-5 (08.12.94) <2,2 25 + 0 11±2 11 IT-6 (08.12.94) <2,2 25 ±2 5,3 + 0,3 11 IT-7 (09.12.94) <2,2 36 ± 1 5,7 + 1,1 16 IT-8 (09.12.94) <2,2 23 + 4 5,1 ±0 11 IT-10 (18.01.95) <2,2 2 4 + 1 9,7 + 0,5 11 IT-11 (18.01.95) <2,2 32± 10 6,9 ± 0,8 15 IT-12 (18.01.95) 10+1 14 ±11 8,4 + 0,5 IT-13 (18.01.95) 4,1 + 2,7 26+1 0,9 + 0,3 6,2 IT-14 (18.01.95) 2,3 + 1,2 25 ± 2 6,2 + 0,9 11 IT-15 (18.01.95) <2,2 23+1 3,3 + 1,0 11 IT-16 (18.01.95) <2,2 21 ± 1 8,6 ± 0,6 9,5 IT-17 (18.01.95) <2,2 24 + 2 5,1 + 0,6 11 IT-18 (18.01.95) <2,2 27 ± 2 7,6 ± 0,1 12 IT-19 (18.01.95) 14* 40* 3,7 ± 0,5 2,8 IT-20 (18.01.95) 14* 37* 1,4 + 0,4 2,7 IT-21 (19.01.95) 3,3* 23* 4,9 ±0 7,0 IT-22 (19.01.95) <2,2 23 + 0 ND 11 IT-23 (19.01.95) 5,3 ± 1,5 33 ± 4 13 ±0 6,2 IT-24 (19.01.95) 42* 26* 8,2 + 0,3 0,62 IT-25 (19.01.95) <2,2 23+ 1 1,4 + 0,5 11 IT-26 (19.01.95) <2,2 23 + 0 4,2 ± 0,2 11 IT-27 (19.01.95) 4,3 ± 1,9 23 ± 0 3,3 ± 0,8 5,4 IT-28 (19.01.95) 2,5 ± 0,6 22+1 5,5 ± 0,3 8,8 IT-29 (19.01.95) 2,9 + 0,7 25 ± 2 9,4 ± 2,0 8,8 IT-30 (19.01.95) <2,2 23 ± 1 2,0 ± 0,6 11

Limites inferiores de detecção: "*Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. •Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação

177

Continuação/TABELA 1-C.

Local e data "«Ra "^Rn de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^-^Ra

IT-31 (19.01,95) <2,2 21 + 1 2,8 ± 0,8 9,5 IT-32 (19.01.95) 2,4 ± 0,4 26 + 0 2,6 ± 0,4 11 IT-33 (19.01.95) 5,3* 35* 5,8 + 0,2 6,5 IT-34 (19.01.95) 2,8 ± 0,5 27+1 2,9 ±0 9,8 IT-3S (19.01.95) 21* 17 ± 5 6,8 ± 0,5 0,79 IT-36 (19.01.95) 4,5 ± 0,1 22 ± 1 5,3 ± 0,2 4,9 IT-37 (19,01.95) 2,6 + 0,1 2 5 1 2 4,1 ± 0,4 9,8 IT-38 (20.01.95) <2,2 29 ± 2 3,7 ± 0,4 13 IT-39 (20,01.95) <2,2 24 ± 2 6,3 ± 0,4 11 IT-40 (20,01,95) <2,2 26 ± 3 4,3 + 0,1 12 IT-41 (20.01.95) 3,5 ± 0,2 19 + 0 6,2 ± 0 5,4 IT-42 (20.01,95) <2,2 23 ±0 6,1 + 0,2 11 IT-43 (20.01.95) <2,2 27 ± 5 9,1 ± 0,7 12 IT-44 (20,01.95) 3,3 ± 0,7 28 ± 1 6,4 + 0,5 8,6 IT-45 (20,01.95) 2,4 ± 0,5 21 ± 4 4,3 ± 0,6 8,6 IT-46 (20.01.95) <2,2 24 ± 3 6,5 ± 0,1 11 IT-47 (20.01.95) <2,2 23+1 13 ± 0 11 IT-48 (20,01.95) <2,2 25* 4,7 ± 1,2 11 IT-49 (20.01.95) <2,2 24 ± 4 15 ± 1 11 IT-50 (20.01.95) <2,2 25+1 7,6 ± 0,3 11 LB-01 (06.06.95) <2,2 25 ± 2 3,2 + 0,3 11 LB-02 (06.06,95) 3,9 ± 1,7 22+1 3,2 ± 0 5,6 LB-03 (06.06.95) <2,2 23 + 2 3,2 + 0,7 11 LB-04 (06.06.95) 3,9 ± 0,3 25 + 2 5,0 + 0,2 6,5 LB-05 (06.06.95) <2,2 22 ± 1 2,7 + 0,3 10 LB-06 (06.06.95) <2,2 24 + 5 2,6 ± 0,6 11 LB-07 (06.06.95) <2,2 24 + 4 2,7 ± 1,0 11 LB-08 (06.06.95) <2,2 22 + 2 3,2 + 1,2 10 LB-09 (07,06.95) <2,2 24 ± 0 3,1 ± 0,9 11

Limites inferiores de detecção: ^ Ra =2,2 mBq/L; ''*Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. * Representa apenas 1 determinação

N D = nenhuma determinação

-.OMISSÃO K A G G N A L OE WJi^'tEmyS? 1 ? ^

Continuação/TABELA 1-C. 178

Local e data ^^«Ra "^Rn de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^'^Ra

LB-10 (07.06.95) <2,2 29 ± 2 2,9 + 0,1 13 LB-11 (07.06.95) <2,2 22 + 1 3,1 + 0,1 10 LB-12 (07.06.95) <2,2 2 5 + 1 2,8 + 0,3 11 LB-13 (07.06.95) <2,2 38+1 2,3 + 0 17 LN-14 (07.06.95) <2,2 25 ± 1 2,3 + 0,5 11 LN-15 (08.06.95) <2,2 22 ±0 1,9 + 0,6 10 LN-16 (08.06.95) <2,2 21 + 1 2,5 + 0,1 9,5 LN-17 (08.06.95) <2,2 25 ± 2 2,2 + 0,3 11 LN-18 (08.06.95) <2,2 21 ± 2 2,9 ± 0,1 9,5 LN-19 (08.06.95) 2,3 ± 0,7 21 + 1 2,6 + 0,2 9,2 LN-20 (08.06.95) <2,2 22 + 0 1,8 + 0,1 10 LN-21 (08.06.95) <2,2 23 + 3 1,2 + 0,5 11 LN-22 (08.06.95) <2,2 25+1 2,1 ± 0,8 11 LN-23 (08.06.95) <2,2 23 + 0 2,4 + 0,1 11 LN-24 (08.06.95) <2,2 23 ± 1 1,9 ± 0,4 11 LN-25 (09.06.95) <2,2 25* 1,9 + 0,2 11 LN-26 (09.06.95) 4,8* 23 ± 2 1,9 + 0,5 4,8 LN-27 (09.06.95) <2,2 25 ± 1 3,5 + 0,3 11 LN-28 (09.06.95) <2,2 26 + 0 1,2 ± 0,3 12 LN-29 (20.06.95) <2,2 24 ± 2 1,4 + 0,5 11 LN-30 (20.06.95) <2,2 27* 2,1 + 0,1 12 LN-31 (20.06.95) <2,2 27 ± 1 2,7 + 0,1 12 LN-32 (20.06.95) <2,2 24+1 2,0 + 0,2 11 LN-33 (20.06.95) <2,2 24 + 0 2,0 ± 0,6 11 LR-34 (04.07.95) <2,2 25 + 2 2,3 + 0,4 11 LR-35 (04.07.95) <2,2 27 ± 1 2,5 + 0,2 12 LR-36 (04.07.95) 71 + 5 71 + 7 62 + 4 1,0 LR-37 (05.07.95) <2,2 26+1 1,8 + 0,4 12 LR-38 (05.07.95) <2,2 25 + 2 2,0 + 0,4 11

Limites inferiores de detecção: 'Ra = 2,2 mBq/L; *Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


Local e data "*Ra "»Ra "^Rn "'Ra/^'^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "'Ra/^'^Ra

LR-39 (05.07.95) <2,2 25 ± 1 2,2 ± 0,3 11 LR-40 (05.07.95) <2,2 22 + 2 1,7 ± 0,1 10 LR-41 (05.07.95) <2,2 24 ± 2 2,0 + 0,1 11 LR-42 (05.07.95) <2,2 22 + 0 2,1 + 0 10 LR-43 (05.07.95) <2,2 2 3 + 1 2,6 ± 0,3 11 LR-44 (06.07.95) <2,2 27 ± 1 1,5 ± 0,1 12 LR-45 (06.07.95) 14 + 2 40 ± 5 41 ± 3 3,0 LR-46 (06.07.95) 6,3* 25 ± 3 1,7 + 0,5 3,9 LR-47 (06.07.95) 4,7 ± 2,3 22 + 4 58 + 8 4,7 LR-48 (06.07.95) <2,2 28 ± 0 1,1 + 0,4 13 LR-49 (06.07.95) 18 ± 2 26 + 3 2,9 ± 0,1 1,5 LR-50 (06.07.95) <2,2 22 + 0 1,1 + 0 10 LR-51 (06.07.95) 2,2 + 0 25+1 1,0 ± 1,0 11 LR-52 (07.07.95) 169 + 12 81 + 19 300 ± 27 0,48 LR-53 (07.07.95) <2,2 21 + 3 3,8 + 0,3 9,5 LR-54 (07.07.95) 22 ± 1 34 + 3 124 ± 9 1,6 LR-55 (11.07.95) <2,2 27 ± 1 1,2 ± 0,6 12 LR-56 (11.07.95) 2,6 + 0,3 24 ± 1 1,8 ± 0,6 9,2 LR-57 (11.07.95) <2,2 2 5 + 1 0,9 + 0,8 11 LR-58 (11.07.95) 6,0 + 0,2 29+1 0,7 + 0,6 4,8 LR-59 (12.07.95) 118 + 6 131 ± 12 34 ± 2 1,1 LR-60 (12.07.95) <2,2 25 + 3 0,9 ± 0,3 11 LR-61 (12.07.95) 68 + 4 84 ±0 54 ± 1 1,3 LR-62 (12.07.95) 3,5 + 1,1 26 + 2 0,4 ± 0,4 7,3 LR-63 (12.07.95) 3,2+1,5 25+1 1,2 + 0,5 7,6 LR-64 (12.07.95) 20 + 8 41 ± 11 315+11 2,1 LR-65 (13.07.95) 33 ± 6 56+11 82 + 7 1,7 IV-66 (22.08.95) 4,4 + 0,4 27 + 3 2,4 ± 0,6 6,2 rV-67 (22.08.95) 4,4 + 0,9 26 ± 1 9,4 + 1,0 6,0

Limites inferiores de detecção: ^ *Ra = 2,2 mBq/L; ' *Ra = 3,7 mBq/L; '"Rn = 0,19 Bq/L. * Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação

180

Local e data 2 2 6 Ra 2 2 8 Ra 2 2 2 Rn 2 2 8 Ra/ 2 2 6 Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) 2 2 8 Ra/ 2 2 6 Ra

IV-68 (22.08.95) 36 ±3 62 ±2 26 + 4 1,7 IV-69 (22.08.95) 14 + 5 37 + 6 12 ±0 2,5 IV-70 (22.08.95) 25 ±3 38 ±3 6,3 + 0,2 1,5 IV-71 (23.08.95) <2,2 22 ±0 2,4 + 0 10 IV-72 (23.08.95) <2,2 22 + 2 2,7 ± 0,2 10 IV-73 (23.08.95) <2,2 24 + 4 2,8 ±0 11 IV-74 (23.08.95) 2,7 ± 0,6 21 ±0 50 ± 1 8,0 IV-75 (23.08.95) <2,2 25+1 2,1 ± 0,4 11 IV-76 (23.08.95) 48 ±3 30 ±4 7,5 ± 0,9 0,62 IV-77 (23.08.95) 16 ± 1 34 ±6 25 + 0 2,2 IV-78 (24.08.95) <2,2 21 + 1 3,5 ± 0,1 9,5 IV-79 (24.08.95) <2,2 22 ±0 2,9 ± 1,2 10 IV-80 (24.08.95) 9,6* 13 + 8 3,8 + 0 1,3 IV-81 (24.08.95) <2,2 21 ±3 2,5 ± 0,5 9,5 IV-82 (24.08.95) 4,2+1,4 18 + 0 3,5 ± 0,9 4,3 IV-83 (24.08.95) <2,2 23 ±0 3,4 ± 1,4 11 IV-84 (24.08.95) <2,2 20 ± 1 2,4 ± 0,7 9,1 IV-85 (24.08.95) <2,2 20 + 3 2,1 ±0 9,1 IV-86 (25.08.95) 5,0 ± 1,6 22 ±4 17 + 0 4,4 IV-87 (25.08.95) 6,5* 18 ±3 2,6 ±0 2,8 IV-88 (25.08.95) 7,5 ± 4,4 14 + 8 24+1 1,8 IV-89 (25.08.95) 42 ±2 62 + 2 23+1 1,5 IV-90 (25.08.95) 213 ± 12 50 ± 13 274 ±5 0,23 IV-91 (25.08.95) <2,2 23 ±5 3,1 ± 0,7 11 IV-92 (29.08.95) <2,2 23 ±0 1,2 ± 0,3 11 IV-93 (29.08.95) 3,5 ± 0,7 25+1 11 + 0 7,1 IV-94 (29.08.95) 3,8 + 1,3 26 + 3 5,8 ± 0,5 6,8 IV-95 (29.08.95) 4,0 + 0,8 23 + 2 7,1 ± 0,7 5,8

Limites inferiores de detecção: Ra =2,2 niBq/L: Ra = 3,7 mBq/L; 2 2 2Rn = 0,19 Bq/L. •Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação



Local e data "«Ra "^Rn de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) " W " R a

IT-96 (12.09.95) 3,4 ± 0,4 2 2 + 1 2,3 ± 0,6 6,3 IT-97 (12.09.95) 3,6* 22 ± 4 2,7 ± 0,3 6,1 IT-98 (12.09.95) <2,2 24 + 3 5,7 + 0,2 11 IT-99 (12.09.95) 3,9 + 0,9 19 + 2 4,5 ± 0,8 4,9 IT-100 (12.09.95) 14 + 3 9* 3,8 + 0,3 0,66 IT-101 (12.09.95) <2,2 22 ±0 3,2 + 0,2 10 IT-102 (12.09.95) 2,4 ± 0,5 23 + 2 1,6 ± 0,2 9,7 IT-103 (12.09.95) <2,2 21 ±0 4,5 + 0,4 9,5 IT-104 (12.09.95) <2,2 20 + 2 3,3 + 0,6 9,1 IT-105 (12.09.95) 2,3 + 0,7 22 ± 4 5,0 ± 0,6 9,6 IT-106 (12.09.95) <2,2 24 + 3 2,6 + 0,3 11 IT-107 (12.09.95) <2,2 28 ± 1 2,6 + 1,0 13 IT-108 (12.09.95) <2,2 25 ± 2 4,6 + 0,6 11 IT-109 (13.09.95) <2,2 24 ± 0 7,6 + 0,4 11 IT-110 (13.09.95) <2,2 2 5 + 1 3,7 + 0,2 11 IT-Ul (13.09.95) 22 ± 6 92 ± 6 3,9 ± 1,0 4,2 IT-112 (13.09.95) <2,2 23 ± 4 12+1 11 IT-113 (13.09.95) <2,2 2 0 + 1 5,6 + 0,2 9,1 IT-114 (13.09.95) <2,2 23 ± 1 5,1 ± 0,3 11 IT-115 (13.09.95) <2,2 22 ± 2 7,6 ± 0,3 10 IT-116 (13.09.95) <2,2 22 ± 1 11 ± 1 10 IT-117 (13.09.95) <2,2 25 ± 0 2,7 ± 0,3 11 IT-118 (13.09.95) <2,2 21 + 3 5,8 + 1,2 9,5 IT-119 (13.09.95) <2,2 25 ± 2 5,2 ± 1,2 11 IT-120 (14.09.95) <2,2 26 ± 4 3,0 + 0,3 12 IT-121 (14.09.95) <2,2 24 ± 2 7,6 ± 0,1 11 IT-122 (14.09.95) <2,2 21 + 2 6,8 ± 0,3 9,5 IT-123 (14.09.95) <2,2 23 ± 1 5,8 + 0,5 11 IT-124 (14.09.95) <2,2 19 + 3 5,2 + 0,3 8,6

Limites inferiores de detecção: "**Ra =2,2 mBq/L; ""Ra = • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação

0,19 Bq/L.


182

Local e data "^Ra ""Ra "^Rn "«Ra/^'^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^'^Ra

IT-125 (14.09.95) <2,2 22 + 3 3,9 ± 0,2 10 IT-126 (14.09.95) <2,2 26 ± 1 4,4 ± 0,8 12 IT-127 (14.09.95) <2,2 20 + 2 5,0 ± 0,2 9,1 IT-128 (14.09.95) <2,2 21 ± 2 5,8 ± 0,5 9,5 IT-129 (14.09.95) <2,2 23 ± 1 11 ±2 11 IT-130 (14.09.95) <2,2 20 + 0 8,1 ± 0,9 9,1 lT-131 (14.09.95) <2,2 21 ± 1 7,4 ± 0,8 9,5 IT-132 (14.09.95) <2,2 20 ±2 5,8 ± 1,1 9,1 lM-133 (22.09.95) 7,8 ± 0,4 29 ± 0 21 ± 0 3,8 EVI-134 (22.09.95) 37 ± 7 61 + 6 8,0 ± 0,2 1,7 IM-135 (22.09.95) 66 + 6 64 + 3 6,8 ± 0,4 0,97 IM-136 (22.09.95) 36 + 2 61 ± 7 4,3 ± 0,5 1,7 EVI-137 (22.09.95) 40 ± 4 64 + 8 5,2 ± 0,1 1,6 EVI-138 (22.09.95) 62 + 13 44 ±20 13 ± 1 0,71 IM-139 (22.09.95) 9,1 + 0,5 24 + 2 7,1 ± 0,2 2,6 IM-140 (22.09.95) 12 + 2 24 ± 5 7,5 ± 0,9 2,1 IT-141 (03.10.95) <2,2 25 ± 1 5,7 ± 1,1 11 IT-142 (03.10.95) <2,2 23 ± 1 3,2 ± 0,7 11 IT-143 (03.10.95) 3,3 ± 0,8 28 ± 1 2,6 ± 0,8 8,4 IT-144 (03.10.95) 2,3 + 0,6 22 ± 3 4,5 ± 0,4 9,8 IT-145 (04.10.95) 2,2 ± 0,8 20 ± 3 1,6 ± 0,2 10 IT-146 (04.10.95) <2,2 22 ± 1 3,9 ± 0,2 10 IT-147 (04.10.95) <2,2 23+1 1,6 ± 0,2 11 IT-148 (04.10.95) <2,2 20 ± 1 5,6 ± 0,2 9,1 IT-149 (04.10.95) <2,2 23 ± 3 5,8 ± 0,2 11 IT-150 (04.10.95) 2,7 + 0,3 26 ± 2,5 2,1 ± 0,8 9,6 IT-151 (04.10.95) 2,3 + 0,6 24 ± 2 4,1 ± 0,7 10 IT-152 (04.10.95) 4,9 + 0,3 33 ± 1 6,8 ± 0,5 6,9 lT-153 (04.10.95) <2,2 30 ± 0 6,2 ± 0,3 14

Limites inferiores de detecção: *Ra = 2,2 mBq/L; ' *Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. •Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação

183


Local e data "«Ra "^R„ "«Ra/"'Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/"'Ra

IT-154 (05.10.95) 2,3 + 0,1 27 + 3 8,0 ± 1,5 12 IT-155 (05.10.95) 3,9 ± 2,6 27 ± 4 1,8 + 0,7 6,8 IT-156 (05.10.95) <2,2 30 + 2 7,6 ± 0,1 14 IT-157 (05.10.95) 2,3 + 1,1 25 ±0 9,4 + 0,2 11 lT-158 (05.10.95) 3,1 ± 0,6 25 ±0 5,1 ± 1,2 7,9 IT-159 (05.10.95) 3,8 + 0,4 36 ±2 5,5 ± 0,1 9,4 IT-160 (05.10.95) 2,7 + 0,4 17 ± 0 4,8 ± 0,5 6,2 lT-161 (05.10.95) 2,4 + 0,8 20 ± 1 7,4 ± 0 8,4 IT-162 (05.10.95) <2,2 21 + 3 11±0 9,5 lT-163 (17.10.95) <2,2 21 + 1 1,6 ± 0 9,5 IT-164 (17.10.95) <2,2 20 + 2 13 ± 0 9,1 IT-165 (17.10.95) 7,9 ± 0,3 29 + 4 2,2 ± 0,5 3,6 IT-166 (17.10.95) 6,8 + 4,8 19 ± 8 4,2 + 0,3 2,8 IT-167 (17.10.95) 4,9 ± 0,4 26 + 3 3,6 ± 0,6 5,3 IT-168 (17.10.95) 8,5 + 5,3 20 ± 1 5,1 + 0,3 2,3 IT-169 (17.10.95) 3,1 ± 2,0 17 ± 3 3,8 ± 1,5 5,6 IT-170 (17.10.95) 4,3 + 3,5 15 + 6 8,2 ± 1,1 3*4 IT-171 (18.10.95) 2,3 ± 0,7 22 ± 1 1,4 + 0,2 9,8 IT-172 (18.10.95) 9,6 + 0,7 3 0 + 1 4,7 + 0,7 3,1 IT-173 (18.10.95) 5,3 + 2,1 28 + 0 4,6 + 0,2 5,2 IT-174 (18.10.95) 22 ± 0 41 + 2 9,6 + 0,3 1,9 IT-175 (18.10.95) 5,1 ± 2,0 22 + 0 3,6 + 0,6 4,4 IT-176 (18.10.95) <2,2 20+1 13+1 9,1 lT-177 (18.10.95) 11 + 7 19 + 9 14 ± 0 1,6 IT-178 (18.10.95) 10* 36* 4,2 ± 0,1 3,6 IT-179 (18.10.95) 7,8 ± 0,5 20 + 0 5,1 + 1,1 2,6 IT-180 (18.10.95) 6,2 + 0,9 26 + 0 7,1 + 0,4 4,2 IT-181 (19.10.95) ND ND 3,1 + 0 -IT-182 (19.10.95) <2,2 20 + 0 3,6 + 0 9,1

mBq/L; '"Ra = 3,7 mBq/L; ^'Rn = 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


184

Local e data "«Ra "^Rn "«Ra/^'^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^'^Ra

IT-183 (19.10.95) <2,2 22 + 2 4,9 ± 0,5 10

rr-184 (19.10.95) 2,4 ± 0,9 22 ± 2 23 + 0 9,4 IT-185 (19.10.95) 2,7 ± 1,5 27 + 5 4,8 + 0,3 10 lT-186 (19.10.95) <2,2 22 ±2 7,0 + 0,8 10 lT-187 (19.10.95) 4,4 + 0,6 25 ± 5 1,8 ± 0,4 5,8 IT-188 (19.10.95) <2,2 21 + 2 3,3 ± 0,1 9,1 IT-189 (19.10.95) 2,3 ± 0,5 24+1 3,3 + 0 11 IT-190 (12.12.95) <2,2 24 + 4 6,4 ± 0,4 11 IT-191 (12.12.95) <2,2 17+1 3,4 + 1,2 7,7 IT-192 (12.12.95) 3,1 + 0,3 25+1 3,8 + 0,7 8,0 IT-193 (12.12.95) <2,2 24 ±0 3,8 + 0,5 11 IT-194 (12.12.95) <2,2 23 ± 2 4,0 + 1,1 11 IT-195 (12.12.95) <2,2 20 + 2 2,4 ± 0,4 9,1 IT-196 (12.12.95) <2,2 21 + 0 4,6 + 0,6 9,5 IT-197 (12.12.95) <2,2 21 ± 0 6,2 + 0,9 9,5 IT-198 (12.12.95) <2,2 20 + 0 4,8 + 1,1 9,1 IT-199 (12.12.95) <2,2 21 + 1 6,4 ± 0,8 9,5 IT-200 (13.12.95) 3,3 + 0,1 21 ± 3 1,8 ± 0,1 6,4 IT-201 (13.12.95) <2,2 20 ± 2 3,6 + 0,4 9,1 IT-202 (13.12.95) <2,2 22 + 0 5,6 + 0,2 10 IT-203 (13.12.95) <2,2 26 + 2 6,9 ± 1,4 12 IT-204 (13.12.95) <2,2 25 + 6 2,5 + 0,3 11 IT-205 (13.12.95) 2,5 ± 0,7 28 + 8 6,3 + 0,4 11 IT-206 (14.12.95) 4,7 + 0,8 24 ± 1 1,5 + 0,5 5,1 IT-207 (14.12.95) <2,2 19+1 2,9 + 0,2 8,6 IT-208 (14.12.95) 2,2 + 1,7 22 + 4 8,6 + 0,4 10 IT-209 (14.12.95) 2,8 + 0,6 18 ± 2 16,3 ± 0,4 6,2 IT-210 (14.12.95) 3,2 ± 0,9 17 ±0 6,6 + 0,3 5,4 IT-211 (14.12.95) 3,1 + 0,4 27 + 0 1,8 + 0 8,6

Limites inferiores de detecçãi o: '"Ra = 2,2 mBq/L; ""Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


185

Local e data "'^Ra "«Ra "^Rn " W " R a de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) " W " R a

IT-212 (14.12.95) 2,7 + 0 31 + 1 8,1 ± 0,8 12 LR-213 (03.01.96) 4,7 ± 0,3 30 + 3 4,1 ± 0,4 6,3 LR-214 (03.01.96) 169+1 58 + 21 122 ± 1 0,35 LR-215 (03.01.96) 7,2 + 0,9 23+1 44 ±0 3,2 LR-216 (03.01.96) 13 ± 1 27 + 2 140 ± 8 2,1 LR-217 (03.01.96) 36 ± 1 21 + 7 19 ± 1 0,58 LR-218 (03.01.96) 235+1 <3,7 230 ± 2 0,02 LR-219 (03.01.96) 27 ± 3 47 ± 5 15+1 1,7 IB-220 (26.03.96) <2,2 19 + 0 3,3 + 0,5 8,6 IB-221 (26.03.96) <2,2 24 + 4 2,9 ± 0,2 11 lB-222 (26.03.96) 2,5 ± 0,9 22 ± 0 3,4 + 0,3 8,9 IB-223 (26.03.96) 3,0* 21 + 2 5,3 ± 1,4 6,9 IB-224 (26.03.96) <2,2 20 ± 1 4,1 ± 1,0 9,1 IB-225 (26.03.96) <2,2 23 ± 3 5,1 + 0,6 11 lB-226 (26.03.96) <2,2 2 4 + 1 4,1 + 0,3 11 IB-227 (27.03.96) <2,2 22 ± 1 6,4 + 0,3 10 IB-228 (27.03.96) <2,2 21 ± 2 8,3 ± 3,8 9,5 IB-229 (27.03.96) 30 ± 1 73 + 7 9,0 + 4,1 2,5 IB-230 (27.03.96) <2,2 20 ± 1 5,7 ± 0,4 9,1 IB-231 (27.03.96) 15 ± 0 4 0 + 1 7,2 + 0,2 2,7 lB-232 (27.03.96) <2,2 22 ± 0 6,9 ± 0,5 10 IB-233 (27.03.96) <2,2 19 ± 1 3,4 ± 0,9 8,6 IB-234 (27.03.96) <2,2 23+1 4,3 ± 1,0 11 IB-235 (27.03.96) <2,2 22 ± 1 3,9 + 1,0 10 IB-236 (27.03.96) 3,1 + 1,4 19+1 6,6 ± 0,5 6,1 IB-237 (28.03.96) 3,1 + 0,4 18+1 7,4 ± 0,4 5,9 IB-238 (28.03.96) 7,3 + 0,5 21 ±0 5,7 ± 0,4 2,9 IB-239 (28.03.96) 2,9 ± 0,4 18 ± 2 3,9 ± 0,3 6,1 lB-240 (28.03.96) 3,0 + 1,5 19 + 2 4,4 + 0,2 6,3

Limites inferiores de detecção: ''^Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; '"Rn = 0,19 Bq/L. * Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


186

Local e data "-^Ra "«Ra "^Rn "«Ra/^'^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^'^Ra

IB-241 (28.03.96) <2,2 24 + 2 5,4 ± 0,8 11 IB-242 (28.03.96) <2,2 26 ±0 4,3 ± 0,2 12 IB-243 (21.05.96) <2,2 21 ± 1 4,3 + 0,7 9,5 lB-244 (21.05.96) 4,2 ± 2 20 + 4 4,1 + 0,3 4,7 IB-245 (21.05.96) 3 0 + 1 63 ± 1 3,4 + 0,8 2,1 IB-246 (21.05.96) 2,3 + 1,6 25 ± 3 3,3 ± 0,4 11 IB-247 (21.05.96) 3,8 ± 0,7 29 + 2 4,0 ± 0,5 7,7 IB-248 (21.05.96) <2,2 22 ±0 3,0 ± 0,3 10 IB-249 (21.05.96) <2,2 23 ± 1 5,7 + 0,4 11 IB-250 (22.05.96) <2,2 23 ± 1 3,7 ± 0,2 11 lB-251 (22.05.96) <2,2 23 + 3 3,4 + 0,3 11 lB-252 (22.05.96) 2,7 ± 0,6 24 ± 2 4,2 + 0,4 8,9 IB-253 (22.05.96) <2,2 22 ± 1 7,6 ± 0,6 10 lB-254 (22.05.96) 5,4 + 0,1 22 + 3 4,2 + 0,3 4,0 lB-255 (22.05.96) <2,2 25+1 3,3 ± 0,6 11 lB-256 (22.05.96) <2,2 21 + 2 5,2 + 0,7 9,5 IB-257 (22.05.96) 2,8 + 0,1 22 + 0 1,3 ± 0,5 7,9 IB-258 (22.05.96) 5,3 + 0,5 3 5 + 1 1,3 + 0,2 6,5 IB-259 (22.05.96) <2,2 22 ± 1 3,4 + 1,0 10 IB-260 (22.05.96) 2,3 + 0,5 26 ± 2 3,9 + 0,6 11 IB-261 (22.05.96) <2,2 22 ±4 5,0 + 0,5 10 IB-262 (23.05.96) 9,6 + 1,2 35 ± 4 3,6 ± 5,1 3,7 IB-263 (23.05.96) <2,2 24 + 2 2,6 + 0,5 11 IB-264 (23.05.96) 2,4 ± 0,4 27 ± 1 2,9 + 0,1 11 IB-265 (23.05.96) 7,8 ± 1,0 30 ±2 3,5 + 0,5 3,9 IB-266 (23.05.96) <2,2 24+1 2,1 + 0,3 11 IB-267 (23.05.96) 4,3 + 0,2 32 + 0 2,7 + 0,3 7,5 IB-268 (23.05.96) <2,2 25 ± 1 3,2 ± 0,2 11 IB-269 (23.05.96) <2,2 22 + 2 4,8 ± 0,4 10

Limites inferiores de detecçã< J: '"^Ra = 2,2 mBq/L; ""Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = = 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND - nenhuma determinação


187

Local e data "-^Ra "«Ra "^Rn " W " R a de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) " W " R a

IB-270 (28.05.96) 2,2 ± 0,4 25 ± 1 4,2 ± 0,2 11 lB-271 (28.05.96) 2,6 ± 0,6 25 ± 1 3,5 ± 0,2 9,7 IB-272 (28.05.96) 2,7 + 0,2 25 ± 1 4,9 ± 0,2 9,3 IB-273 (28.05.96) <2,2 25 ± 1 6,1 ± 0,5 11 lB-274 (28.05.96) <2,2 24 ± 2 5,0 ± 0,6 11 IB-275 (28.05.96) 3,5 ± 1,9 34 ± 4 4,3 ± 1,1 9,7 IB-276 (28.05.96) <2,2 25 ± 1 6,3 ± 0,9 11 lB-277 (28.05.96) 4,5 ± 0,6 36 ± 2 6,5 ± 0,2 8,2 IB-278 (28.05.96) <2,2 21 ± 1 6,8 ± 0,3 9,5 IB-279 (29.05.96) <2,2 21 + 2 8,6 ± 0,3 9,5 lB-280 (29.05.96) <2,2 26 ± 4 3,7 ± 1,4 12 lB-281 (29.05.96) <2,2 25 ± 3 19 ± 1 11 IB-282 (29.05.96) 3,7 ±1,2 27 ±0 6,2 ± 0,6 7,2 IB-283 (29.05.96) <2,2 25 + 2 15 + 0 11 IB-284 (29.05.96) 3,0 ± 1,0 29 ± 0 2,2 + 0,1 9,6 IB-285 (29.05.96) <2,2 27 ± 3 4,5 ± 0,2 12 IB-286 (29.05.96) 3,0 ± 0,6 29 ± 1 7,6 ± 0,2 9,6 IB-287 (29.05.96) 2,6 ± 0,3 22 ± 2 8,6 ± 1,6 8,2 IB-288 (30.05.96) <2,2 21 ± 2 2,4 ± 0,1 9,5 lB-289 (30.05.96) <2,2 23 ±0 4,7 ± 0,6 11 IB-290 (30.05.96) 4,8* 28* 4,5 ± 0,2 5,9 IB-291 (30.05.96) 2,4 ± 0,3 28 ±2 5,8 ± 0,2 12 IB-292 (30.05.96) 3,9 ± 0,4 23 ± 3 4,0 ± 0,3 5,9 IB-293 (30.05.96) <2,2 20 ± 1 6,2 ± 0,4 9,1 IB-294 (30.05.96) 2,8 ± 0,3 20 ±4 2,6 ± 0,1 7,3 IB-295 (30.05.96) 2,9 ± 0,2 28 ± 1 4,2 ±0,2 9,5 IB-296 (30.05.96) 4,8 ± 1,9 32 ± 1 5,6 ± 0,3 6,7 18-297(11.06.96) <2,2 25 ± 0 4,5 ± 0,1 11 18-298(11.06.96) <2,2 24 ± 1 8,0 ± 0,6 11

Limites inferiores de detecção: ""Ra = 2,2 mBq/L; ^ "Ra = 3,7 mBq/L; '"Rn = •• 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


188

Local e data "^Ra "«Ra "^Rn "«Ra/^'^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/^'^Ra

IB-299 (11.06.96) <2,2 22 ± 1 9,8 ± 0,3 10 IB-300 (11.06.96) 5,0 ± 0,5 27 ± 3 6,2 ± 0,6 5,3 IB-301 (11.06.96) 3,7 ± 2,9 37 ± 8 7,6 ± 0,7 10 IB-302 (11.06.96) <2,2 25 ± 0 4,6 ± 0,4 11 IB-303 (12.06.96) <2,2 22 ± 0 11± 1 10 IB-304 (12.06.96) 4,0 ± 1,4 22 ± 0 4,9 ± 0,3 5,6 IB-305 (12.06.96) 7,2 ± 1,8 33 ± 3 4,9 ± 0,6 4,6 IB-306 (12.06.96) 3,3 ± 0,6 29 ± 3 4,8 ± 0,9 8,9 IB-307 (12.06.96) <2,2 24 ±0 4,4 ± 0 11 IB-308 (12.06.96) <2,2 23 ± 1 8,1 ± 1,1 11 IB-309 (12.06.96) 2,5 + 0,6 29 ± 6 4,9 ± 0,6 11 IB-310 (12.06.96) 2,2 ± 0,3 28 ± 2 3,3 ± 0,2 12 IB-311 (12.06.96) 7,7 ± 0 38 ± 2 3,8 ± 0,4 5,0 IB-312 (12.06.96) 2,7 + 0,1 34± 13 3,6 + 0,5 12 IB-313 (12.06.96) 2,6 ± 1,0 26 ± 1 4,2 ± 0,5 10 IB-314 (12.06.96) <2,2 23 ±2 2,5 ± 0,1 11 IB-315 (13.06.96) <2,2 22 ± 2 5,2 ± 0,8 10 IB-316 (13.06.96) <2,2 23+1 5,5 ± 0,6 11 IB-317 (13.06.96) <2,2 25 ± 1 15 ± 1,5 11 IB-318 (13.06.96) <2,2 22 ± 2 8,1 ± 0,7 10 IB-319 (13.06.96) <2,2 21 ± 1 5,9 ± 0,2 9,5 IB-320 (13.06.96) <2,2 23 ± 1 3,8 ± 0,5 11 IB-321 (13.06.96) <2,2 25 ± 1 5,9 + 0,5 11 IB-322 (13.06.96) <2,2 22 ± 2 1,8 ± 0,1 10 IB-323 (25.06.96) <2,2 27 ± 3 7,3 ± 0,2 12 IB-324 (25.06.96) 3,0 ± 0,6 23 ±0 7,1 ± LI 7,6 IB-325 (25.06.96) 2,7 ±1,1 27 ± 4 5,1 ± 0,6 9,8 IB-326 (25.06.96) <2,2 24 ± 0 10,4 ± 0,6 11 IM-327(26.06.96) <2,2 24 ± 0 12 ± 1 11

Limites inferiores de detecção: ''^Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. • Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


Local e data "»Ra "^Rn "«Ra/"^Ra de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) "«Ra/"^Ra

IM-328 (26.06.96) 4,3 ± 0,9 29+1 3,9 ± 0,3 6,7 IM-329 (26.06.96) <2,2 28 ± 2 4,9 + 0,9 13 IM-330 (26.06.96) <2,2 25 + 0 19 + 0 11 IM-331 (26.06.96) <2,2 27+1 10 ±0 12 IM-332 (26.06.96) 3,9 ± 1,9 17±4 3,7 ± 0,4 4,3 IM-333 (26.06.96) 4,0 ± 0 20 ± 1 4,7 ± 0,7 4,9 IM-334 (26.06.96) 2,9 ± 0,3 21 + 1 4,5 + 1,1 7,3 IM-335 (26.06.96) 3,3 ± 1,1 22 + 4 4,2 + 0,1 6,7 IM-336 (27.06.96) <2,2 21 ±0 4,6 + 0,7 9,5 IM-337 (27.06.96) <2,2 24+1 8,5 ± 1,2 11 IM-338 (27.06.96) <2,2 25 + 5 5,3 ± 0,6 11 IM-339 (27.06.96) <2,2 22+1 7,3 ± 1,0 10 IM-340 (27.06.96) <2,2 21 ± 0 12 ± 1 9,5 IM-341 (27.06.96) <2,2 22 + 5 24+1 10 IM-342 (27.06.96) <2,2 23 + 0 3,5 ± 0,9 11 IM-343 (28.06.96) 2,2 + 1,0 25+1 2,6 + 1,1 11 IM-344 (28.06.96) <2,2 25 + 2 16 ± 1 11 EVl-345 (28.06.96) 4,1 ± 0,4 25 ± 0 4,8 ± 0,8 6,2 IM-346 (28.06.96) 2,7 ± 1,5 23 + 2 18+1 8,7 IA-347 (20.08.96) 23* 25* 2,4 ± 0,1 LI IA-348 (20.08.96) 8,0* 24 ± 8 6,1 + 0,3 3,0 L\-349 (20.08.96) <2,2 26 + 2 3,1 ± 0,5 12 IA-350 (20.08.96) <2,2 27 + 2 3,8 + 0,4 12 IA-351 (21.08.96) <2,2 28 + 0 3,0 ± 0,9 13 LV-352 (21.08.96) 11±2 35 ±6 55 + 0 3,3 IA-353 (21.08.96) 29* 29* 3 9 + 1 1,0 IA-354 (21.08.96) <2,2 24 + 2 2,5 + 0,3 11 L\.-355 (21.08.96) 7,3 + 2,1 34 + 5 15+1 4,7 IA-356 (21.08.96) 4,4 ± 0,8 20 ± 3 1,8 ± 0 4,6

Limites inferiores de detecção: "*Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; '"Rn = = 0,19 Bq/L. •Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação


Local e data "*^Ra "»Ra "^Rn " W " R a de coleta (mBq/L) (mBq/L) (Bq/L) " W " R a

L\-357 (21.08.96) <2,2 20 + 2 2,1+0 9,1 L\-358 (21.08.96) <2,2 26 ± 1 2,6 ± 0,8 12 L\-359 (22.08.96) <2,2 23 + 0 5,4 + 0,5 11 IA-360 (22.08.96) <2,2 24 ± 1 2,8 ± 0,3 11 IA-361 (22.08.96) <2,2 24 ± 1 2,4 + 0,9 11 IA-362 (22.08.96) 6,7 ± 0,2 27+1 15 + 0,5 4,0 IA-363 (22.08.96) 2,9 ± 0,6 31 ± 4 135+1 11 IA-364 (22.08.96) 5,2 ± 0,5 29 ±4 5 3 + 1 5,7 IA-365 (22.08.96) 6,0 ± 0,8 27 ± 1 4,3 ± 0 4,4 IA-366 (22.08.96) <2,2 24 ±2 4,0+1,1 11 IA-367 (23.08.96) 52 ± 8 50+11 19 + 0 0,96 IA-368 (23.08.96) 2,6 ± 1,6 20 ± 3 10 ± 0 7,7 IA-369 (23.08.96) 2,2 ± 1,2 25 + 4 2,6 + 0,6 11 IA-370 (23.08.96) 2,6 + 0,2 22 + 0 2,2 + 0,3 8,5 IA-371 (23.08.96) 3,1 ± 1,0 25 ±4 2,5 ± 0,4 8,0 IA-372 (27.08.96) 30 + 4 28 ± 1 3,9 ± 0,6 0,94 IA-373 (27.08.96) 54 ± 2 53+1 58 ± 1 0,97 IA-374 (27.08.96) 74 + 8 61 ± 7 21 ± 1 0,82 LV-375 (27.08.96) <2,2 23 ± 1 4,8 ± 0,3 11 IA-376 (27.08.96) 2,6 ± 0,2 24 ± 2 2,7 + 0,7 9,4 IA-377 (27.08.96) 2,6 + 1,7 23+ 1 2,1 ± 0,1 8,7

Limites inferiores de detecção: "*Ra = 2,2 mBq/L; "*Ra = 3,7 mBq/L; "'Rn = 0,19 Bq/L. •Representa apenas 1 determinação ND = nenhuma determinação

191

APÉNDICE D

Identificação dos locais de amostragem

192

roENTIFICAÇÃO DOS LOCAIS DE AMOSTRAGEM

UNIDADE DE NEGÓCIO VALE DO PARAÍBA - IV

IV-1 205-BR-OOl Rio Paraíba do Sul - ETAI

IV-2 206-BR-OOl Rio Una - ETA II

IV-3 208-BR-OOl Tremembé - Rio Paraíba do Sul

IV-4 014-BR-OOl Pindamonhangaba - Rio Paraíba do Sul

IV-6 Poço Mondesir - Rua Piauí s/n° -Lorena

IV-7 Poço Praça do Rosendo s/n° - Lorena -Sistema B

IV-8 Poço Ipê - Rua J.A.Almeida Gonzales s/n° - Lorena

IV-9 202-BR-OOl Água Benta- Rio Bananal- Bananal

IV-10 001-BR-OOl Rio Grajaú - Arapeí

rV-l 1 Poço Rancho Grande- Bananal-Rua Vicente de Paula Almeida s/n°

rV-12 016-BR-OOl Queluz- Ribeirão do Entupido

IV-13 007-BR-OOl Capela do Jacú- Ribeirão do Braço- Lavrinhas

IV-14 Poço Embaú -Rua Profa. Maria Aparecida Godoy Valente- Cachoeira Paulista

rV-15A 004-BR-OOl Rio Bocaina - Cachoeira Paulista

TV-15B São José dos Campos - Poço 35 - Satélite

IV-16 São José dos Campos - Poço 115- Vila São Bento

IV-17 São José dos Campos - Poço 58- Vista Verde

IV-18 São José dos Campos- Poço 120-Jardim das Indústrias

rV-19 São José dos Campos- Rio Paraíba- ETA

IV-20 São José dos Campos- São Judas Tadeu

rV-21 São José dos Campos- Poço 89- Lavapés

IV-22 São José dos Campos - Santana

rV-23 São José dos Campos - Boquerinha

rV-24 Caçapava - Poço 20

rV-25 Caçapava - Poço 03

193

Continuação/Identífícação dos locais de amostragem

IV-26 Caçapava - Captação Fazenda Arquimedes

IV-66 ETA Urbanova - São José dos Campos

IV-67 Poço n°5- Estrada Deodésio- Guamirim (Proflindidade 170 m)

IV-68 Poço n°2- Estrada Januzi- Guamirim (Proflindidade 49 m)

IV-69 ETA Jambeiro- captação e poço

IV-70 Poço n° 1 - Caçapava Velha (Profundidade 150 m)

IV-71 Captação Catuçaba- São Luís do Paraitinga

IV-72 ETA São Luís do Paraitinga

IV-73 ETA Lagoinha- Captação

IV-74 ET A Redenção da Serra

IV-75 Rio Paraitinga- Represa

IV-76 Poço P4- Jardim Primavera- Roseira (Profimdidade 196 m)

IV-77 Poço P2- Roseira Velha (Profundidade 160 m)

rV-78 ETA Monteiro Lobato

rV-79 ETA São Francisco Xavier

rV-80 Captação São Benedito- Monteiro Lobato

IV-81 Campos do Jordão- Captação Forjo

rV-82 Campos do Jordão- Captação Salto

IV-83 Campos do Jordão- Bairro José da Rosa

IV-84 ETA São Bento do Sapucaí

rV-85 ETA Santo Antônio do Pinhal

rV-86 Poço E- Canas, Distrito de Lorena (Profundidade 152 m)

TV-87 Silveiras- ETA, Captação superficial

rV-88 Silveiras- Poço (Profundidade 88 m)

IV-89 Silveiras- Poço Bairro dos Macacos (Profundidade 160 m)

IV-90 Poço Rancho Grande- Bananal (Profundidade 102 m/RECOLETA)

IV-91 ETA Cachoeira Paulista

IV-92 ETA Igaratá- Rua 1-A, n°3

194

Continuação/Identificação dos locais de amostragem

rV-93 Eugênio de Melo- Poço Rua Nelson Dávila,44 (Profundidade 160 m)

IV-94 Eugênio de Melo- Poço Estrada Velha Rio-São Paulo (Profimdidade 224 m)

IV-95 Eugênio de Melo- Poço n°63. Jardim das Flores (Profundidade 220 m)

UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXO TIETÊ/GRANDE - IT

IT-1 Poço n°5 - Urania

rr-2 Poço n°6 - Urânia

rr-3 Poço n°8 - Urânia

IT-4 Poço n°l - Femandópolis

IT-5 Poço n°2/3 - Femandópolis

rr-6 Poço n°2 - Femandópolis

IT-7 Poço n°l - Aspásia

IT-8 Poço n°l - Santa Salete

IT-10 Poço n°l - Rubinéia (Profundidade 122 m)

IT-11 Poço n°2 - Santa Clara D'Oeste (Profundidade 180 m)

IT-12 Poço n°l - Santa Clara D'Oeste (Profundidade 120 m)

IT-13 ETA de Três Fronteiras

IT-14 Poço n°2 - Santana da Ponte Pensa (Proflindidade 185 m)

IT-15 Poço n°3 - Santana da Ponte Pensa (Proflindidade 220 m)

IT-16 Poço n°5 - Santa Albertina (Profundidade 100 m)

IT-17 Poço n°3 - Paranapuã (Profimdidade 180 m)

IT-IS Poço n°l - Dolcinópolis (Profundidade 80 m)

rT-19 Poço n°2 - Dolcinópolis (Profundidade 160 m)

IT-20 Poço n°3 - Dolcinópolis (Proflindidade 176 m)

IT-21 Poço n°l - Turmalina (Profundidade 120 m)

IT-22 Poço n°3 - Turmalina (Profimdidade 180 m)

195


IT-23 Poço n°2 - Turmalina (Profimdidade 165 m)

IT-24 Poço n°2 - Populina (Profimdidade 133 m)

IT-2S Poço n°3 - Populina (Profimdidade 180 m)

IT-26 Poço n°l - Mesópolis (Profimdidade 200 m)

IT-27 Poço n°l - Povoado do Sol (Profimdidade 59 m)

IT-28 Poço n°l - Fátima Paulista (Profundidade 220 m)

IT-29 Poço n°l - Vitória Brasil (Profimdidade 104 m)

IT-30 Poço n°3 - Pontalinda (Profimdidade 73 m)

IT-31 Poço n°2 - Pontalinda (Profimdidade 67 m)

IT-32 Poço n°2 - Dirce Reis (Profimdidade 101 m)

IT-33 Poço n°5 - Jales (Profimdidade 120 m)

IT-34 Poço n°9 - Jales (Profimdidade 120 m)

IT-35 Poção n° 1 - Jales (Profimdidade 1.322 m)

IT-36 Poço P52 - Jales (Profimdidade 102 m)

IT-37 Poção n°2 - Jales (Profimdidade 1.205 m)

IT-38 Poço n°l - Dulcelina (Profimdidade 113 m)

IT-39 Poço n°l - Pedranópolis (Profundidade 141 m)

IT-40 Poço n°2 - Pedranópolis (Profimdidade 172 m)

IT-41 Poço n°3 - Pedranópolis (Profimdidade 150 m)

IT-42 Poço n°l - Santa Isabel do Marinheiro (Profimdidade 131 m)

IT-43 Poço n°3 - Macedonia (Profundidade 178 m)

IT-44 Poço n° 1 - Macedonia (Profimdidade 172 m)

IT-4S Poço n° 1 - Mira Estrela (Profimdidade 150 m)

IT-46 Poço n°4 - Mira Estrela (Profundidade 143 m)

IT-47 Poço n°5 - Indiaporã (Profimdidade 112 m)



196

iCMissÄo f.'AC;cr,7L DE ENERGIA f-:UCLFÄR/sp tm


IT-50 Poço n°l - Tupinambá (Profimdidade 98 m)

IT-96 ETAAuriflama

IT-97 Poço n°12- Auriflama (Profimdidade 251 m)

IT-98 Poço n°3- Guzolândia (Profimdidade 189 m)

IT-99 Poço n° 1 - Bandeirantes D'Oeste (Profimdidade 147 m)

IT-100 Poço n°l- Sud Menucci (Profimdidade 124 m)

IT-101 Poço n°l- Dalas (Profimdidade 151 m)

IT-102 ETA Palmeiras D'Oeste

IT-103 Poço n° 1 - São Francisco (Profimdidade 150 m)

IT-104 Poço n°4- Marinópolis (Profijndidade 230 m)

IT-105 Poço n° 1 - Aparecida D'Oeste (Profiandidade 178 m)

IT-106 Poço n° 1 - Socimbra (Profimdidade 96 m)

IT-107 Poço n° 1 - Nova Canaã Paulista (Profimdidade U l m )

IT-108 Poço n° 1 - Vila Esmeralda (Profimdidade 150 m)

IT-109 Poço n°l- São João das Duas Pontes (Profimdidade 120 m)

IT-110 Poço n°3- São João das Duas Pontes(Profijndidade 221 m)

IT-111 Poço n° 1 - Vila Aparecida (Profimdidade 64 m)

IT-112 Poço n°5- Estrela D'Oeste (Profimdidade 201 m)

IT-113 Poço n°6- Estrela D'Oeste (Profimdidade 196 m)

IT-114 Poço n° 1 - Guarani D'Oeste (Profimdidade 157 m)

IT-115 Poço n°l- Arabá (Profimdidade 120 m)

IT-116 Poço n°l- São João do Marinheiro (Profiandidade 160 m)

IT-117 ETA Cardoso

IT-118 Poço n° 1 - Cardoso (Profimdidade 145 m)

IT-119 Poço n° 1 - Vila Alves (Profimdidade 220 m)

IT-120 ETANhandeara

IT-121 Poço n° 1 - Ida Jolanda (Profiandidade 172 m)

197


IT-122 Poço n^i- Sebastianópois do Sul (Profundidade 181 m)

IT-123 Poço n° 1 - Itaiuba (Profimdidade 108 m)

IT-124 Poço n°4- Floreal (Profundidade 214 m)

IT-125 Poço n°5- Gastão Vidigal (Profimdidade 207 m)

IT-126 Poço n°6- Gastão Vidigal (Profundidade 83 m)

IT-127 Poço n°6- Nova Luzitânia (Profimdidade 230 m)

IT-128 Poço n°l- Lourdes (Profimdidade 132 m)

IT-129 Poço n° 1 -Turiubá (Profimdidade 214 m)

IT-130 Poço n° 1- Monções (Profijndidade 203 m)

IT-131 Poço n°l- Alvares Florence (Profimdidade 154 m)

IT-132 Poço n° 1- Boa Vista dos Andradas (Profundidade 157 m)

IT-141 Poço n°6- Valentim Gentil (Profundidade 95 m)

IT-142 Poço n°l- Valentim Gentil (Profimdidade 126 m)

IT-143 Poço n°5- Valentim Gentil (Profimdidade 132 m)

IT-144 Poço n° 1 - Pontes Gestal (Profiandidade 100 m)

IT-145 ETARiolândia

IT-146 Poço n°3- Riolândia (Profimdidade 150 m)

IT-147 ETA Paulo de Faria

IT-148 Poço n° 1 - Orindiúva (Profundidade 152 m)

IT-149 Poço n°2- Icém (Profiandidade 151 m)

rr-150 ETA Icém

IT-151 Poço n°l- Altair (Profimdidade 147 m)

IT-152 Poço n°l- Suinana (Profimdidade 74 m)

IT-153 Poço Rua Inácio G. Oliveira s/n°- O. Verde(Profundidade 150 m)

IT-154 Poço n° 1 - Engenheiro Balduino (Profundidade 156 m)

IT-155 ETA Monte Aprazível

IT-156 Poço n°3- Poloni (Profiandidade 125 m)

198


IT-157 Poço n°4- Poloni (Profimdidade 155 m)

IT-158 Poço Rua Benedito Passarin s/n°- Junqueira (Profimdidade 104 m)

IT-159 Poço n°2- União Paulista (Profimdidade 170 m)

IT-160 Poço n° 1 - Nipoã (Profimdidade 208 m)

IT-161 Poço n°2- Planalto (Profimdidade 215 m)

IT-162 Poço n° 1 - Zacarias (Profimdidade 119 m)

IT-163 Poço n°7- Piratininga (Profimdidade 140 m)

IT-164 Poço n°4- Avaí (Profimdidade 150 m)

IT-165 Poço n° 1 - Nogueira (Profimdidade 62 m)

IT-166 Poço n° 1 - São Luís do Guaricanga (Profimdidade 80 m)

IT-167 Poço n°l- Presidente Alves (Profimdidade 118 m)

IT-168 Poço n°l- Balbinos (Profimdidade 103 m)

IT-169 Poço n°l- Uru (Profimdidade 111 m)

IT-170 Poço n°2- Pongaí (Profiandidade 141 m)

n-171 Poço n°4- Alto Alegre (Profimdidade 170 m)

IT-172 Poço n°2- Jatobá (Profimdidade 202 m)

IT-173 Poço n° 1 - São Martinho D'Oeste (Profiandidade 153 m)

IT-174 Poço n° 1- Coroados (Profiandidade 205 m)

IT-175 Poço Amazonas n°2- Coroados (Profiandidade 61 m)

IT-176 Poço n° 1 - Brejo Alegre (Profimdidade 210 m)

IT-177 Poço n°l- Rubiácea (Profimdidade 145 m)

IT-178 Poço n°2- Rubiácea (Profiandidade 132 m)

IT-179 Poço n°l- Caramuru (Profiandidade 126 m)

IT-180 Poço n°l- Bento de Abreu (Profimdidade 115 m)

IT-181 Poço n° 10 DAEE- Lins (Profiandidade 93 7 m)

IT-182 Poço n° 1 - Lins (Profiandidade 150 m)

IT-183 Poço n°9- Lins (Profiandidade 160 m)

199


IT-184 Poço n°5- Lins (Profimdidade 170 m)

IT-18S Poço n°2- Nova Granada (Profundidade 120 m)

rr-186 Poço n°5- Nova Granada (Profimdidade 210 m)

IT-187 ETA Nova Granada

IT-188 Poço n°l- Mangaratu (Profundidade 85 m)

IT-189 Poço n°2- Onda Branca (Profundidade 152 m)

IT-190 Poço n°5-Cajobi (Profimdidade 123 m)

IT-191 Poço n°6 - Cajobi (Profimdidade 133 m)

IT-192 Poço n° 1 - Monte Verde Paulista (Profimdidade 124 m)

IT-193 Poço n°l - Embaúba (Profiandidade 104 m)

IT-194 Poço n°l - Palmares Paulista (Profimdidade 90 m)

IT-195 Poço n°4 - Palmares Paulista (Profiandidade 120 m)

IT-196 Poço n°2 - Candido Rodrigues (Profimdidade 152 m)

IT-197 Poço n°5 - Candido Rodrigues (Profimdidade 156 m)

IT-198 Poço n°l - Agulha (Profiandidade 157 m)

IT-199 Poço Rua Pedro Paulo Foggi - F.Prestes (Profimdidade 157 m)

rr-200 Manancial Superior - Dreno - Monte Alto - Sistema Trevo

rr-201 Poço n°l - Monte Alto (Profiandidade 147 m)

IT-202 Poço n°2 - Aparecida Monte Alto (Profiandidade 145 m)

rr-203 Poço n°2 - Santa Ernestina (Profiandidade 117 m)

IT-204 Poço n°6 - Santa Ernestina (Profundidade 234 m)

IT-205 Poço n°l - Ibitirama (Profimdidade 140 m)

IT-206 ETA Novo Horizonte - Manancial Superficial

IT-207 Poço n°l - Novo Horizonte - DAEE (Profiandidade 600 m)

IT-208 Poço n°l - Vale Formoso (Profimdidade 122 m)

IT-209 Poço n°l - Adolfia (Profimdidade 75 m)

IT-210 Poço n°3 - Irapuã (Profiandidade 150 m)

200

UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXADA SANTISTA - LB

LB-1 Posto de cloração Rio Branco

LB-2 Posto de cloração Jardim Melvi

LB-3 Posto de cloração Poço das Antas

LB-4 Posto de cloração Moenda Matão

LB-5 ETA-Mambú

LB-6 Guaraú 2 - Barragem

LB-7 Peruíbe - Captação São João

LB-8 Peruíbe - Captação Cabuçu

LB-9 ETA 3 - Cubatão - Barragem Subálvea

LB-10 ETA 3 - Cubatão - Barragem Billings

LB-11 Posto de cloração - Piassaguera

LB-12 Barragem Caruará

LB-13 Posto de cloração Bertioga

UNIDADE DE NEGÓCIO LITORAL NORTE - LN

LN-14 Posto de cloração Barra do Una

LN-15 Posto de cloração Juqueí - São Sebastião

LN-16 Barragem Boissucanga

LN-17 Barragem Maresias

LN-18 Barragem de Pauba

LN-19 Barragem Toque-Toque Grande

' . " M : - S Z - 'J^r¡-r•.:


IT-211 ETAIbirá

IT-212 Poço n°l - Vila Ventura (Profimdidade 100 m)

201

UNIDADE DE NEGÓCIO VALE DO RIBEIRA - LR

LR-34 Captação Jacupiranga

LR-35 Captação Cajati

LR-36 Poço proflmdo Barra do Azeite

LR-37 ETA Juquiá - Captação

LR-38 ETA Juquiá - Barragem

LR-39 Captação Miracatu

LR-40 Captação Pedro de Toledo | I

LR-41 ETAItariri

LR-42 Captação Ana Dias

LR-43 ETA Oliveira Barros

LR-44 ETA Sete Barras


LN-20 ETAGuaecá

LN-21 Barragem São Francisco

LN-22 Barragem Água Branca - Ilha Bela

LN-23 Barragem da Armação - Ilha Bela

LN-24 Barragem Pombo - Ilha Bela

LN-25 Barragem Rio Mococa - Massaguaçu

LN-26 Barragem Rio Guaxinduba

LN-27 Captação do Rio do Ouro

LN-28 Barragem do Rio Claro

LN-29 Captação de Itamambuca

LN-30 Captação dos Macacos

LN-31 Captação do Sertão da Quina

LN-32 Praia Vermelha do Sul - Rua 14

LN-33 Praia Vermelha do Sul - Rua 11

202


LR-45 Poço profundo Ribeirão da Serra

LR-46 ETA Eldorado

LR-47 Poço proflmdo Barra do Braço

LR-48 ETAIporanga

LR-49 Poço profimdo Bairro da Serra

LR-50 ETA Barra do Turvo

LR-51 ETA de Registro

LR-52 Poço profimdo Barra do Engano

LR-53 ETAJuquitiba

LR-54 Poço profimdo São Lourenço da Serra

LR-55 ETAPariquerá Açu

LR-56 ETA Itapitangui

LR-57 Captação Rio Ariri

LR-58 Captação de Iguape

LR-59 Poço proflmdo Musácea

LR-60 Barragem de Pedro Barros

LR-61 Poço profundo Martim Afonso

LR-62 Captação Colonização

LR-63 Captação Bairro do Turvo

LR-64 Poço proflmdo de Tapiraí (Profiindidade 150 m)

LR-65 Poço proflmdo Arapongal (Profimdidade 162 m)

LR-213 Poço n°l - Santa Rita (Profimdidade 81 m)

LR-214 Poço n°l - Barra do Engano (Profundidade 130 m)

LR-215 Poço n°l - Bairro Bamabés (Profimdidade 150 m)

LR-216 Poço n°2 - Bairro Bamabés (Profundidade 150 m)

LR-217 Poço n°l - Senhorinha (Profimdidade 125 m)

LR-218 Poço n°l - Bairro das Palmeiras (Profimdidade 157 m)

LR-219 Poço n°l - Bairro Paiol do Meio (Profiandidade 150 m)

203


UNIDADE DE NEGÓCIO MÉDIO TIETÊ - IM

IM-133 Poço n°2- Araçoiabinha (Profundidade 200 m)

IM-134 Poço n°4- Araçoiabinha (Profundidade 180 m)

IM-135 Poço n°3- George Oetterer (Profundidade 220 m)

IM-136 Poço n° 1 - George Oetterer (Profundidade 152 m)

EM-137 Poço n° 1 - Bacaetava (Profundidade 181 m)

IM-138 Poço n°4- Iperó (Profimdidade 282 m)



IM-327 Poço n°l - Cataneo Ângelo - São Manuel (Profimdidade 100 m)

IM-328 Captação Paraíso - São Manuel

IM-329 Poção n°2 - São Manuel (Profimdidade 386 m)

IM-330 Poço n°2 - Aparecida de São Manuel (Profimdidade 120 m)

IM-331 Poço n° 1 - Pratania (Profimdidade 60 m)

IM-332 Poço n°5 - Areiópolis (Profimdidade 356 m)

IM-333 Poço n°2 - Macatuba (Profundidade 228 m)

IM-334 Poço n°9 - Pederneiras (Profimdidade 298 m)

IM-335 Poço n°l - Distrito Vangloria (Profimdidade 170 m)

IM-336 Poço n°l - Distrito Guaianas (Profiandidade 120 m)

IM-337 Poço n°l - Distrito Santelmo (Profimdidade 150 m)

IM-338 Poço n°l - Distrito Lago dos Paturis (Profundidade 96 m)

IM-339 Poço n° 1 - Boracéia (Profimdidade 200 m)

IM-340 Poço n°2 - Arealva (Profimdidade 126 m)

IM-341 Mina - Distrito Marilândia

IM-342 Poço n°l - Distrito Jacuba (Profimdidade 114 m)

IM-343 Poço R. Assis de Vasconcelos - Bocaina (Profundidade 312 m)

204

UNIDADE DE NEGÓCIO BAIXO PARANAPANEMA - IB

IB-220 Poço Av.Nishiro Shiguematsu - Campinal (Profimdidade 81 m)

IB-221 ETA - Presidente Epitácio

IB-222 Poço n°l - Piquerobi (Profimdidade 221 m)

IB-223 Poço n°17 -Santo Anastácio (Profimdidade 188 m)

IB-224 Poço n°15 - Santo Anastácio (Profiandidade 196 m)

IB-225 Poço n° 18 - Santo Anastácio (Profimdidade 217 m)

IB-226 Poço n°l - Ribeirão dos índios (Profiandidade 151 m)

IB-227 Poço n° 11 - Presidente Bemardes (Profiandidade 242 m)

IB-228 Poço n°6 - Presidente Bemardes (Profimdidade 250 m)

IB-229 Poço n° 1 - Nova Pátria (Profiandidade 252 m)

IB-230 Poço n°l - Araxans (Profiandidade 170 m)

IB-231 Poço n°l - Emiiianópolis (Profimdidade 116 m)

IB-232 Poço n°l - Santo Expedito (Profiandidade 230 m)

IB-233 Poço n°3 - Alfi-edo Marcondes (Profiandidade 210 m)

IB-234 Poço n°8 - Álvares Machado (Profimdidade 260 m)

IB-23S Poço n°10 - Álvares Machado (Profiandidade 110 m)

IB-236 Poço n°l - Coronel Goulart (Profiandidade 231 m)

IB-237 Poço n°2 - Rosana (Profimdidade 122 m)

IB-238 Poço n°4 - Rosana (Profiandidade 200 m)


IM-344 Mina - Distrito de Alexandrino

IM-345 Poço n°6 - Dourado (Profimdidade 294 m)

IM-346 Poço n°l - Distrito de Santa Clara (Profimdidade 80 m)

205


IB-239 Poço n°l - Santa Rita do Pontal (Profimdidade 105 m)

IB-240 Poço n°2 - Euclides da Cunha Paulista (Profundidade 101 m)

IB-241 Poço n°4 - Teodoro Sampaio (Profundidade 160 m)

IB-242 Poço n°l - Planaho do Sul (Profimdidade 199 m)

IB-243 Poço n° 1 - Itororó do Paranapanema (Profundidade 151 m)

IB-244 Poço n°2 - Estrela do Norte (Profimdidade 169 m)

IB-245 Poço rf 1 - Narandiba (Profimdidade 217 m)

IB-246 Poço n° 1 - Tarabaí (Profimdidade 236 m)

IB-247 Poço n°5 - Pirapozinho (Profundidade 229 m)

IB-248 Poço n° 10 - Pirapozinho (Profimdidade 264 m)

IB-249 Poço n°8 - Pirapozinho (Profimdidade 279 m)

IB-250 Poço n° 1 - Montalvão (Profimdidade 201 m)

IB-2S1 Poço n°l - Floresta do Sul (Profimdidade 145 m)

IB-252 Poço n°l - Eneida (Profimdidade 200 m)

IB-253 Poço n°l - Ameliópolis (Profundidade 202 m)

IB-254 Poção n°2 - Presidente Prudente (Profimdidade 1.795 m)

IB-255 Poção n° 1 - Presidente Prudente (Profimdidade 1.800 m)

IB-256 Poço n°l - Presidente Prudente (Profimdidade 204 m)

IB-257 Captação do Rio Santo Anastácio

IB-258 Captação do Balneário

IB-259 Poço n° 11 - Presidente Prudente (Profundidade 223 m)

IB-260 Poço n°6 - Presidente Prudente (Profimdidade 184 m)

IB-261 Poço n°3 - Presidente Prudente (Profimdidade 222 m)

IB-262 Poço n° 1 - Taciba (Profimdidade 110 m)

IB-263 Poço n° 1 - Anhumas (Profimdidade 180 m)

IB-264 Poço n° 11 - Regente Feijó (Profimdidade 251 m)

IB-265 Poço n°9 - Regente Feijó (Profundidade 251 m)

206


IB-266 Poço n°8 - Regente Feijó (Profundidade 201 m)

IB-267 Poço n°l - Bairro do Espigão (Profimdidade 180 m)

IB-268 Poço n°2 - Caiabu (Profundidade 190 m)

IB-269 Poço n°l - Distrito de lubatinga (Profundidade 267 m)

IB-270 Poço n°l - Santa Mercedes (Profundidade 160 m)

IB-271 Poço n° 1 - Terra Nova D'Oeste (Profimdidade 198 m)

IB-272 Poço n° 1 - Nova Guataporanga (Profundidade 94 m)

IB-273 Poço n°2 - Flora Rica (Profimdidade 146 m)

IB-274 Poço n°l - Indaiá do Aguapeí (Profundidade 81 m)

IB-275 Poço n°2 - Atlântida (Profundidade 155 m)

IB-276 Poço n°2 - Flórida Paulista (Profundidade 85 m)

IB-277 Poço n°6 - Flórida Paulista (Profimdidade 250 m)

IB-278 Poço n° 10 - Flórida Paulista (Profundidade 280 m)

IB-279 Poço n°l - Mariápolis (Profimdidade 200 m)

IB-280 Poço n°l - Mourão (Profimdidade 138 m)

IB-281 Poço n° 11 - Adamantina (Profimdidade 300 m)

IB-282 Poço n° 10 - Adamantina (Profimdidade 215 m)

IB-283 Poço n° 17 - Adamantina (Profimdidade 3 01 m)

IB-284 Poço n° 1 - Lagoa Seca (Profimdidade 120 m)

IB-285 Poço n° 1 - Pracinha (Profimdidade 166 m)

IB-286 Poço n°4 - Lucelia (Profimdidade 154 m)

IB-287 Poço n° 10 - Lucelia (Profimdidade 184 m)

IB-288 ETA Santópolis do Aguapeí

IB-289 Poço n°l - Piacatu (Profundidade 136 m)

IB-290 Poço n°5 - Parapuã (Profimdidade 180 m)

IB-291 Poço n°3 - Parapuã (Profundidade 150 m)

IB-292 Poço n° 1 - Lagoa Azul (Profimdidade 150 m)

207


IB-293 Poço n°6 - Salmourão (Profundidade 200 m)

IB-294 ETA Oswaldo Cruz

IB-295 Poço Av. Francisco Pereira - Sagres (Profundidade 150 m)

IB-296 Poço n°3 - Inúbia Paulista (Profimdidade 261 m)

IB-297 Poço n°l - Queiroz (Profimdidade 144 m)

IB-298 Poço n°l - Luiziânia (Profimdidade 183 m)

IB-299 Poço n°5 Luiziânia (Profimdidade 252 m)

IB-300 Poço n°3 - Álvaro de Carvalho (Profimdidade 200 m)

IB-301 Poço n° 1 - Borá (Profimdidade 6 m)

IB-302 Poço n°3 - Quatá (Profimdidade 144 m)

IB-303 Poço n°l - Bastos (Profimdidade 240 m)

IB-304 Poço n°3 - lacri (Profimdidade 145 m)

IB-305 Poço n°l - Distrito Universo (Profimdidade 123 m)

IB-306 Poço n°l - Distrito Varpa (Profiandidade 160 m)

IB-307 Poço n°l - Distrito Parnaso (Profundidade 151 m)

IB-308 Poço n°l - Distrito de Arco-íris (Profimdidade 142 m)

IB-309 Poço n°2 - Parque Universitário - Tupã (Profundidade 132 m)

IB-310 Poço n°25 - Parque Industrial - Tupã (Profimdidade 222 m)

IB-311 Poço n° 1 - Vila Indústria - Tupã (Profimdidade 108 m)

IB-312 Poço n°59 - Vila Inglesa - Tupã (Profimdidade 178 m)

IB-313 Poço n°l - Parque Ipiranga - Tupã (Profimdidade 162 m)

IB-314 Poção Vila Marabá - Tupã (Profimdidade 1.479 m)

IB-315 Poço n°l - Maracaí (Profiandidade 65 m)

IB-316 Poço n°l - Santa Cruz da Boa Vista (Profimdidade 182 m)

IB-317 Poço n°l - São José das Laranjeiras (Profundidade 122 m)

IB-318 Poço n°l - Cruzália (Profiandidade 154 m)

IB-319 Poço n° 1 - Pedrinhas Paulista (Profiandidade 150 m)

208

UNIDADE DE NEGÓCIO ALTO PARANAPANEMA - IA

L\.-347 ETA Ribeira

IA-348 Poço n°2 - Itapirapuã Paulista (Profimdidade 118 m)

IA-349 Barragem Ribeirão da Várzea

IA-350 ETAApiaí

IA-351 Barragem Distrito Araçaíba

IA-352 Poço n° 1 - Bairro Lageado do Araçaíba (Profimdidade 150 m)

IA-353 Poço n° 1 - Encapoeirado (Profiandidade 180 m)

IA-3S4 Barragem Ponte Alta

IA-355 Poço n°2 - Barra do Chapéu (Profiandidade 160 m)

IA-3S6 Barragem Morro Agudo

IA-357 Barragem Bairro do Pavão

IA-358 Barragem Itaoca

IA-359 Barragem Caximba

IA-360 Barragem Fazendinha

IA-361 ETAGuapiará

IA-362 Poço n° 1 - Bairro Elias (Profimdidade 100 m)

IA-363 Poço n°l - Distrito Monjolado (Profimdidade 108 m)


IB-320 Poço n°2 - Florínea (Profimdidade 151 m)

m-321 Poço n°5 - Tarumã (Profiandidade 124 m)

IB-322 ETA Assis

IB-323 Mina - Lutécia

IB-324 Mina - Oscar Bressane

IB-325 Mina - Echaporã(Capt. Mandaguari)

IB-326 Poço n° 1 - Platina (Profiandidade 74 m)

209


IA-364 Poço n°l - Distrito Capuavada (Profimdidade 126 m)

IA-365 ETA Ribeirão Branco

IA-366 Poço n°l - Bairro Campina de Fora (Profundidade 124 m)

IA-367 Poço n°l - Bairro Alto do Brancal (Profundidade 150 m)

IA-368 Poço n°l - Bairro do Itaboa (Profundidade 135 m)

IA-369 ETA Nova Campina

IA-370 ETA II Pilão(Itapeva)

IA-371 ETA I Córrego Aranha (Itapeva)

IA-372 Poço n°l - Sarapuí (Profimdidade 152 m)

IA-373 Poço n° 1 - Ressaca (Profimdidade 200 m)

IA-374 Poço n°l - Bairro dos Cocais (Profimdidade 177 m)

IA-375 ETA Pilar do Sul

IA-376 ETA São Miguel Arcanjo

IA-377 Manancial superficial - Bairro Turvinho

210

APÉNDICE E

Determinação dos parámetros físico-químicos pl-l, temperatura

do ar (Tar), temperatura da água (Tágua), condutividade (COND.)

e sólidos totais dissolvidos (STD) nas amostras de água de

abastecimento do Estado de São Paulo.

211

LOCAI, pH Tar Tágua COND. STD

(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IV-1 6,8 27,0 21,0 54 35

IV-2 7,6 28,0 22,0 70 46

IV-3 6,9 28,0 22,0 54 35

rv-4 6,8 28,0 21,0 56 36

IV-6 6,8 27,0 22,0 103 67

IV-7 8,5 27,0 23,0 409 266

lV-8 8,3 26,0 23,0 172 112

IV-9 7,4 27,0 22,0 39 25

rv-10 7,5 27,0 17,0 35 23

IV-U 6,7 27,0 22,0 243 158

lV-12 7,2 28,0 21,0 18 12

IV-13 6,8 26,0 21,0 17 11

IV-14 8,4 28,0 23,0 264 172

IV-15A 6,7 28,0 23,0 24 16

IV-15B 6,7 28,0 22,0 24 16

IV-16 6,8 29,0 22,0 42 27

IV-17 7,2 29,0 22,0 78 51

IV-18 6,8 29,0 21,0 96 62

IV-19 6,8 29,0 22,0 52 34

TABELA 1-E. Determinação dos parâmetros físico-químicos pH, temperatura do ar (Tar), temperatura da água (Tágua), condutividade (COND.) e sólidos totais dissolvidos (STD) nas amostras de água de abastecimento do Estado de São Paulo.

Contini!a(pao/T ABELA 1-E. 212

LOCAL pH Tar Tágua COND. STD

(°C) Í°C) (pS/cm) (mg/L)

IV-20 5,2 30,0 22,0 33 22

IV-21 6,7 30,0 22,0 52 34

IV-22 6,4 30,0 21,0 172 112

IV-23 7,0 30,0 22,0 23 15

IV-24 7,8 26,0 24,0 0,5 0,3

IV-25 7,7 26,0 24,0 160 104

IV-26 6,2 24,0 19,0 33 22

IT-1 8,8 30,0 22,8 152 99

IT-2 7,4 25,0 26,0 153 100

IT-3 7,9 26,0 26,0 128 83

IT-4 9,0 31,0 34,0 0,4 0,3

IT-5 9,3 33,0 50,0 0,5 0,3

IT-6 9,3 33,0 53,0 0,5 0,3

IT-7 7,8 32,0 27,0 0,3 0,2

IT-8 9,1 32,5 27,0 175 114

IT-10 8,9 32,0 26,5 0,3 0,2

IT-11 7,6 35,0 28,0 0,4 0,3

IT-12 9,0 35,0 27,5 0,3 0,2

IT-13 7,1 34,0 33,0 77 50

OMissAo W£.C;CÍ;¿L DE EMERGÍA ?>!!jciEan/sp fPFJ

Continua^äo/TABELA 1-E. 213


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-14 7,5 36,5 27,5 0,3 0,2

IT-15 9,4 36,5 27,0 0,5 0,3

IT-16 7,2 36,0 27,0 0,3 0,2

IT-17 6,8 36,0 28,0 0,3 0,2

IT-18 6,8 35,0 26,0 135 88

IT-19 7,7 35,0 26,0 0,3 0,2

IT-20 8,9 34,0 26,0 188 122

IT-21 7,3 25,0 24,0 0,3 0,2

IT-22 9,6 25,0 24,0 0,4 0,2

IT-23 9,3 25,0 27,0 0,3 0,2

IT-24 6,6 31,0 24,0 168 109

IT-25 7,6 31,0 26,0 0,3 0,2

IT-26 7,0 32,0 26,0 181 118

IT-27 7,4 34,0 24,0 0,2 0,1

IT-28 7,4 35,0 27,0 177 115

IT-29 5,8 32,0 25,0 57 37

IT-30 7,4 35,0 26,0 163 106

rr-31 8,2 35,0 24,0 120 78

IT-32 7,8 33,0 25,0 0,3 0,2

Continuaíáo/TABELA 1-E. 214


rc) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-33 6,9 34,0 26,0 0,6 0,4

IT-34 6,4 32,0 26,0 0,2 0,1

IT-35 8,1 30,0 46,0 0,4 0,3

IT-36 7,2 30,0 25,0 0,4 0,2

IT-37 9,1 30,0 45,0 03 0,2

IT-38 6,6 37,0 24,0 88 57

IT-39 7,1 37,0 24,0 118 76

IT-40 6,5 37,0 26,0 92 60

IT-41 6,6 37,0 25,0 104 68

IT-42 7,5 38,0 26,0 157 102

IT-43 7,7 38,0 26,0 158 103

IT-44 7,0 38,0 26,0 144 94

IT-45 8,7 34,0 25,0 0,9 0,6

IT-46 8,7 39,0 25,0 0,2 0,1

IT-47 8,2 35,0 24,0 0,2 0,2

IT-48 9,6 37,0 24,0 0,3 0,2

IT-49 9,2 37,0 24,0 0,3 0,2

IT-50 7,8 37,0 26,0 188 122

LB-1 6,8 23,0 18,0 31 20

215

Continuação/TABELA 1-E.


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

LB-2 7,1 24,0 20,5 28 18

LB-3 6,7 21,0 20,0 36 23

LB-4 6,6 23,0 19,1 43 28

LB-5 7,2 23,0 17,1 19 12

LB-6 7,3 19,0 18,3 46 30

LB-7 7,3 20,0 18,7 84 55

LB-8 7,4 19,0 17,3 31 20

LB-9 7,2 24,0 18,5 44 29

LB-10 7,7 23,0 20,1 170 111

LB-11 7,2 22,5 18,4 28 18

LB-12 7,3 20,0 19,3 33 21

LB-13 7,1 24,5 18,7 35 23

LN-14 7,2 26,0 22,3 44 28

LN-15 7,4 14,0 18,9 31 20

LN-16 6,8 20,0 20,3 48 31

LN-17 7,3 18,0 18,0 30 20

LN-18 7,2 20,0 20,3 58 38

LN-19 7,3 20,0 19,1 41 27

LN-20 7,5 20,0 18,8 52 34

216

ContinuaíSo/TABELA 1-E.


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

LN-21 7,3 22,0 19,2 49 32

LN-22 7,2 17,0 17,7 37 24

LN-23 7,9 18,0 18,7 103 67

LN-24 7,5 18,0 18,2 33 22

LN-25 7,4 19,0 18,2 26 17

LN-26 7,1 20,0 17,7 21 14

LN-27 6,7 23,0 20,7 36 24

LN-28 7,2 25,0 18,6 35 23

LN-29 7,1 17,0 18,3 32 21

LN-30 7,1 15,0 17,2 51 33

LN-31 6,7 18,5 18,0 35 23

LN-32 6,8 22,0 18,5 42 27

LN-33 6,8 20,0 18,8 37 24

LR-34 6,8 18,0 19,0 66 43

LR-35 8,0 18,0 19,2 41 26

LR-36 7,6 17,0 22,0 330 215

LR-37 7,1 19,0 20,3 38 25

LR-38 7,3 19,0 20,3 38 25

LR-39 7,0 21,0 20,9 34 22

Continua?áo/TABELA 1-E. 2 1 7


(°C) r o (pS/cm) (mg/L)

LR-40 7,6 24,0 22,9 79 52

LR-41 7,4 21,0 20,8 48 31

LR-42 7,2 23,0 21,0 32 21

LR-43 7,6 20,0 20,6 68 44

LR-44 8 17,0 19,9 77 50

LR-45 7,3 20,0 23,4 200 130

LR-46 7,8 22,0 21,0 97 63

LR-47 7,2 25,0 24,7 183 119

LR-48 8,3 26,0 22,6 109 71

LR-49 8,1 24,0 21,7 207 135

LR-50 8,2 20,0 20,7 93 60

LR-51 7,6 24,0 22,5 70 46

LR-52 6,6 20,0 21,1 177 115

LR-53 6,5 20,0 18,3 28 18

LR-54 6,5 20,0 22,3 146 95

LR-55 6,9 16,0 18,0 62 41

LR-56 6,8 18,0 18,0 41 30

LR-57 6,4 20,0 18,8 59 38

LR-58 6,9 19,0 18,8 68 44

2 1 8


LOCAL pH Tar

(°C)

Tágua

(°C)

COND.

(pS/cm)

STD

(mg/L)

LR-59 7,7 18,0 23,7 325 211

LR-60 7,7 18,0 19,1 80 52

LR-61 7,1 19,0 23,1 223 145

LR-62 7,2 21,0 19,9 52 34

LR-63 6,9 21,0 16,7 23 15

LR-64 6,5 21,0 20,6 74 48

LR-65 6,9 17,0 22,4 149 100

IV-66 6,6 21,0 21,0 19 12

IV-67 7,1 26,0 24,0 64 42

rv-68 7,2 24,0 23,0 311 202

IV-69 7,6 24,0 20,0 78 50

IV-70 5,7 23,0 24,0 40 26

IV-71 7,0 22,0 18,3 21 14

IV-72 6,8 25,0 20,5 29 19

IV-73 6,8 29,0 20,5 35 23

IV-74 6,8 23,0 23,1 173 112

IV-75 7,5 23,0 22,1 44 29

IV-76 7,9 25,0 27,1 23 15

lV-77 8,5 24,0 25,8 260 169

Continuação/TABELA 1-E. 219


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IV-78 6,7 22,0 18,0 20 13

IV-79 7,1 23,0 17,5 14 9

IV-80 7,2 25,0 18,0 32 21

rv-81 6,6 11,0 13,7 13 8

IV-82 6,5 11,0 12,6 9,9 6,4

IV-83 7,2 17,0 17,9 29 19

IV-84 7,1 18,0 17,2 21 14

IV-85 6,8 13,0 16,6 20 13

rv-86 8,1 18,0 22,1 176 114

IV-87 7,1 20,0 19,8 30 20

rv-88 6,5 20,0 22,7 113 73

lV-89 7,8 20,0 21,4 210 137

IV-90 6,6 25,0 24,4 215 140

lV-91 4,5 25,0 22,0 44 29

IV-92 7,2 30,0 22,0 —

IV-93 6,8 29,0 23,0 — —

lV-94 6,9 25,0 23,0

IV-95 6,4 24,0 22,5 _ —

lT-96 7,9 30,0 24,4 119 77

Continuaíáo/TABELA 1-E. 220


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-97 10,1 32,0 29,1 931 605

lT-98 8,6 33,5 27,8 140 91

IT-99 8,6 34,0 27,7 152 99

IT-100 7,9 34,0 27,7 403 262

IT-101 8,6 37,0 28,9 189 123

IT-102 8,2 36,0 27,1 158 103

IT-103 8,9 35,5 27,5 153 99

IT-104 10,4 35,0 28,2 360 234

IT-105 8,4 35,0 27,0 172 112

IT-106 8,2 34,0 27,2 305 199

IT-107 8,1 32,0 26,6 383 249

IT-108 6,5 29,0 28,2 93 60

IT-109 9,0 22,0 25,0 139 91

IT-UO 9,3 24,0 24,5 148 96

IT-111 7,1 26,0 25,7 320 208

IT-112 9,5 23,0 25,5 219 142

IT-113 9,9 27,0 25,4 229 150

IT-114 8,7 30,0 26,0 196 128

IT-115 8,0 33,0 25,9 169 110

Continua?áo/TABELA 1-E. 221


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-116 9,8 33,0 26,3 197 128

IT-117 7,5 32,0 25,3 70 45

IT-118 7,8 32,0 26,6 170 110

IT-119 7,1 30,0 26,7 118 77

IT-120 7,2 27,0 24,3 81 53

IT-121 7,3 26,0 25,4 200 130

IT-122 9,9 29,0 27,4 391 254

IT-123 8,0 31,0 25,6 135 88

IT-124 9,7 31,0 28,9 271 176

IT-125 9,0 33,0 29,0 129 84

IT-126 7,8 24,5 28,0 604 393

IT-127 8,0 31,0 26,0 227 148

IT-128 7,8 34,0 26,2 181 118

IT-129 10,0 34,5 28,4 465 302

IT-130 8,9 33,0 27,0 165 108

IT-131 7,4 28,5 26,0 267 174

IT-132 9,6 29,0 26,6 236 153

EVI-133 8,1 27,0 27,6 214 139

EVI-134 8,4 28,0 27,2 247 161

Continua^äo/TABELA 1-E. 222

LOCAL pH Tar Tägua COND. STD

(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IM-135 8,3 27,0 26,9 219 142

IM-136 8,8 31,0 25,3 238 155

IM-137 8,2 25,0 24,4 308 200

EVI-138 8,1 21,0 27,1 276 180

EVl-139 7,5 19,0 25,2 450 293

IM-140 9,0 20,0 26,1 794 516

IT-141 7,7 33,0 27,6 217 141

IT-142 7,8 36,0 26,7 160 104

IT-143 6,9 33,0 27,4 164 107

IT-144 7,5 31,0 28,3 160 104

IT-145 6,7 31,0 28,7 41 27

IT-146 6,6 32,0 27,2 248 161

IT-147 7,0 34,0 27,2 75 49

IT-148 5,0 35,0 28,3 146 95

IT-149 8,5 30,0 29,5 270 176

IT-150 6,3 30,0 30,2 79 51

IT-151 6,0 29,0 26,7 238 155

IT-152 5,6 33,0 27,3 149 97

IT-153 5,9 31,0 26,3 183 119

223



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-154 7,1 29,0 25,9 183 119,2

lT-155 7,3 28,0 25,8 104 67

IT-156 6,1 30,0 26,4 151 98

IT-157 6,3 30,0 26,4 164 107

IT-158 6,1 32,0 27,9 147 96

IT-159 6,6 31,0 26,9 151 98

IT-160 9,0 29,0 30,3 330 215

IT-161 9,0 30,0 27,2 345 224

IT-162 8,8 27,0 26,7 361 235

IT-163 8,2 17,0 21,6 213 139

IT-164 9,0 20,0 24,4 233 152

IT-165 5,1 19,0 23,1 88 57

IT-166 5,1 20,0 23,8 79 51

IT-167 5,0 24,0 22,6 141 91

IT-168 5,4 19,0 23,7 93 60

IT-169 8,9 18,0 24,0 384 250

IT-170 9,0 18,0 24,5 397 258

IT-171 7,6 20,0 23,8 172 112

IT-172 6,7 20,0 24,2 197 128

Continuacao/TABELA 1-E. 224

LOCAL pH Tar Tagua COND. STD

(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-173 6,2 22,0 24,7 262 170

IT-174 5,2 25,0 27,3 144 94

11-175 4,7 26,0 26,3 14 9,4

IT-176 8,4 25,0 26,3 411 267

IT-177 5,0 24,0 26,4 60 39

IT-178 5,4 24,0 26,3 143 93

IT-179 5,6 23,0 25,1 75 48

IT-180 5,0 21,0 24,8 134 87

IT-181 10,0 20,0 34,6 479 311

IT-182 10,2 21,0 38,4 452 294

IT-183 10,1 21,0 26,8 323 210

IT-184 7,2 23,0 26,5 258 168

IT-185 8,0 28,0 26,2 267 174

IT-186 9,5 28,0 26,2 149 97

IT-187 8,2 28,0 29,0 67 44

IT-188 8,8 30,0 28,4 118 77

IT-189 7,3 30,0 27,2 38 25

IT-190 7,4 23,0 24,0 150 98

IT-191 7,9 26,0 25,0 200 130



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-192 7,1 27,0 26,0 300 195

IT-193 7,0 22,0 25,0 200 130

IT-194 7,3 22,0 24,0 220 143

IT-195 8,4 23,0 25,0 180 117

IT-196 7,6 22,0 24,0 210 137

IT-197 7,6 21,0 25,0 200 130

IT-198 7,6 23,0 25,0 170 111

IT-199 7,5 21,0 24,0 160 104

IT-200 21,0 23,0 110 72

IT-201 7,4 29,0 31,0 190 124

IT-202 6,6 22,0 24,0 170 112

IT-203 6,4 20,0 24,0 150 98

IT-204 6,6 20,0 24,0 160 104

IT-205 6,7 20,0 23,0 200 130

IT-206 5,1 25,0 25,0 40 26

IT-207 6,3 24,0 33,0 370 24

IT-208 5,0 25,0 27,0 550 358

IT-209 5,3 28,0 27,0 270 176

IT-210 5,3 28,0 30,0



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IT-211 4,7 27,0 25,0 — —

IT-212 4,5 25,0 30,0 —

LR-213 7,7 26,0 24,0 270 176

LR-214 7,0 22,0 21,0 210 137

LR-215 7,1 25,0 21,0 110 72

LR-216 6,9 23,0 21,0 80 52

LR-217 7,3 23,0 21,0 150 98

LR-218 7,3 23,0 22,0 150 98

LR-219 8,4 23,0 22,0 280 182

IB-220 7,7 30,0 27,0 210 137

IB-221 7,3 29,0 31,0 50 33

IB-222 8,7 29,0 25,0 180 117

IB-223 10,2 30,0 25,0 210 137

IB-224 9,6 25,0 26,0 180 117

IB-225 8,0 25,0 26,0 180 117

IB-226 8,2 23,0 24,0 130 85

IB-227 10,4 27,0 28,0 240 156

IB-228 11,0 27,0 25,0 180 117

IB-229 8,6 28,0 25,0 260 169

227



(°C) r o (pS/cm) (mg/L)

IB-230 10,6 30,0 26,0 230 150

lB-231 7,1 31,0 25,0 430 280

IB-232 9,8 31,0 25,0 230 150

IB-233 10,8 31,0 25,0 180 117

lB-234 10,4 29,0 26,0 220 143

IB-235 10,8 26,0 25,0 280 182

lB-236 10,1 24,0 24,0 320 208

lB-237 7,4 34,0 28,0 340 221

IB-238 7,1 33,0 27,0 140 91

lB-239 7,3 31,0 24,0 90 59

IB-240 7,2 31,0 24,0 20 13

IB-241 7,2 28,0 23,0 30 20

IB-242 7,0 27,0 25,0 20 13

lB-243 7 3 20,0 23,0 130 85

IB-244 8,0 20,0 24,0 170 111

IB-245 5,4 23,0 25,0 110 72

IB-246 7,1 27,0 24,0 150 98

IB-247 6S 24,0 25,0 220 143

IB-248 9,7 27,0 26,0 290 189



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IB-249 8,4 27,0 25,0 240 156

IB-250 6,6 18,0 23,0 240 156

IB-251 6,8 19,0 24,0 330 215

IB-252 6,6 19,0 25,0 470 306

IB-253 5,8 20,0 25,0 130 85

IB-254 6,6 21,0 55,0 —

IB-255 6,8 21,0 54,0 — —

IB-256 7,9 21,0 26,0 280 182

IB-257 6,5 22,0 23,0 260 169

IB-258 6,2 21,0 23,0 140 91

IB-259 7,7 20,0 24,0 250 163

IB-260 6,0 20,0 25,0 330 215

IB-261 7,5 21,0 24,0 260 169

IB-262 6,1 20,0 24,0 270 176

IB-263 7,9 20,0 24,0 180 117

IB-264 7,6 20,0 25,0 190 124

IB-265 6,8 22,0 25,0 220 143

IB-266 8,3 23,0 25,0 150 98

IB-267 7,2 24,0 25,0 410 267



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IB-268 9,0 22,0 24,0 220 143

IB-269 9,2 24,0 25,0 270 176

IB-270 6,4 20,0 25,0 110 72

IB-271 7,3 21,0 25,0 160 104

IB-272 6,6 23,0 25,0 190 124

IB-273 7,6 23,0 26,0 170 111

IB-274 7,5 26,0 26,0 240 156

IB-275 7,5 21,0 25,0 510 332

IB-276 7,4 23,0 25,0 310 202

IB-277 7,6 25,0 25,0 370 241

IB-278 9,5 21,0 25,0 240 156

IB-279 8,9 18,0 22,0 220 143

IB-280 8,1 21,0 25,0 210 137

IB-281 10,2 21,0 26,0 530 345

IB-282 8,0 20,0 25,0 210 137

IB-283 10,2 21,0 29,0 590 384

IB-284 6,7 22,0 24,0 150 98

IB-285 8,5 22,0 24,0 190 124

IB-286 7,4 21,0 24,0 270 176



(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IB-287 7,5 21,0 25,0 290 189

IB-288 6,9 15,0 18,0 140 91

IB-289 6,9 19,0 25,0 110 72

IB-290 6,3 19,0 25,0 150 98

IB-291 7,0 20,0 25,0 210 137

IB-292 7,7 22,0 25,0 200 130

IB-293 10,5 20,0 26,0 270 176

IB-294 7,6 22,0 20,0 130 85

IB-295 7,5 22,0 24,0 200 130

IB-296 7,3 24,0 24,0 260 169

IB-297 6,4 16,0 23,0 150 98

IB-298 10,4 18,0 25,0 420 273

IB-299 10,4 18,0 25,0 510 332

IB-300 8,3 20,0 24,0 220 143

IB-301 6,0 19,0 22,0 160 104

IB-302 6,8 12,0 20,0 280 182

IB-303 9,7 16,0 22,0 450 293

IB-304 7,1 18,0 21,0 250 163

IB-305 5,8 19,0 21,0 170 111

231

Coníinua?áo/TABELA 1-E.


r o (°C) (pS/cm) (mg/L)

IB-306 6,6 19,0 22,0 100 65

IB-307 6,6 19,0 21,0 90 59

IB-308 10,7 20,0 24,0 360 234

IB-309 7,6 22,0 22,0 150 98

IB-310 7,6 24,0 22,0 160 104

IB-311 6,5 23,0 22,0 220 143

lB-312 6,6 22,0 23,0 100 65

IB-313 7,3 19,0 22,0 160 104

IB-314 10,3 22,0 37,0 640 416

IB-315 7,2 23,0 22,0 220 143

IB-316 7,3 21,0 22,0 120 78

BB-317 7,4 22,0 22,0 90 59

IB-318 8,9 21,0 23,0 140 91

m-319 7,5 20,0 22,0 140 91

IB-320 9,4 22,0 24,0 190 124

IB-321 7,4 17,0 21,0 150 98

lB-322 7,6 21,0 18,0 40 26

IB-323 5,9 22,0 23,5 60 39

IB-324 6,4 22,0 24,0 110 72


232


(°C) (°C) (pS/cm) (mg/L)

IB-325 6,6 23,0 24,0 130 85

IB-326 10,0 25,0 24,0 200 130

EVI-327 6,5 18,0 22,0 110 72

EVl-328 7,0 19,0 18,0 80 52

EVl-329 7,7 20,0 25,5 170 111

IM-330 6,5 21,0 23,0 100 65

EVI-331 6,9 23,0 23,0 150 98

IM-332 8,5 25,0 27,0 140 91

EVI-333 6,5 26,0 23,5 140 91

IM-334 7,3 27,0 25,0 210 137

IM-335 7,5 25,0 26,0 150 98

IM-336 8,1 20,0 24,0 220 143

IM-337 7,3 20,0 24,0 180 117

IM-338 9,0 18,0 27,5 160 104

IM-339 8,7 15,0 26,0 230 150

IM-340 7,0 15,0 23,5 330 215

IM-341 5,3 14,0 22,0 60 39

IM-342 9,7 13,0 22,0 200 130

lM-343 7,4 11,0 25,0 380 247

Continuação/TABELA 1-E. 233


(°C) (°C) (nS/cm) (mg/L)

IM-344 6,1 11,0 21,5 120 78

IM-345 6,8 10,0 23,0 290 189

IM-346 6,0 10,0 22,0 310 202

L\-347 8,1 25,0 20,0 100 65

IA-348 7,9 20,0 21,0 210 137

U-349 7,5 21,0 17,0 50 33

IA-350 7,7 25,0 16,0 140 91

LS.-351 8,0 15,0 17,0 120 78

L\-352 6,7 20,0 21,0 80 52

IA-353 7,9 22,0 20,0 190 124

IA-354 7,7 21,0 16,0 40 26

LV-355 7,2 24,0 21,0 170 111

IA-356 7,8 21,0 17,0 60 39

LV-357 7,6 18,0 20,0 60 39

IA-358 7,4 19,0 16,0 40 26

L4-359 6,2 13,0 14,0 30 20

IA-360 73 16,0 14,0 50 33

IA-361 7,9 16,0 20,0 120 78

IA-362 7,6 21,0 19,0 330 215

234



(°C) (°C) (|iS/cm) (mg/L)

L^-363 6,4 21,0 20,0 60 39

L4-364 6,8 18,0 20,0 98 64

L\-365 7,3 24,0 18,0 90 59

L\-366 8,2 18,0 20,0 160 104

IA-367 7,7 21,0 20,0 190 124

L\-368 7,2 20,0 21,0 140 91

L\-369 7,8 20,0 17,0 120 78

IA-370 7,5 22,0 20,0 70 46

LA-371 7,1 20,0 19,0 130 85

IA-372 7,7 23,0 22,0 240 156

L\-373 8,2 22,0 24,0 230 150

IA-374 7,7 27,0 23,0 260 169

L^-375 7,0 29,0 19,0 40 26

LV-376 6,3 31,0 19,0 50 33

L\-377 6,9 28,0 21,0 30 20

235

APÉNDICE F

Determinação de cations e anions específicos nas águas de

abastecimento público do Estado de São Paulo/Parte 1 e Parte 2

Tab

ela

1-F.

Det

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IM-1

34

10

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IM-1

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IT-1

41

24

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02

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242

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0,02

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IT-1

42

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IT-1

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IT-1

44

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IT-1

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IT-1

47

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IT-1

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243

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IT-1

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IT-1

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IT-1

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02

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244

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IT-1

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IT-1

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IT-1

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IT-1

72

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IT-1

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02

IT-1

74

7,3

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0,10

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0,04

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0,02

5 0,

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02

LID

= li

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245

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02

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IT-1

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IT-1

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IT-1

77

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IT-1

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55

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IT-1

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IT-1

83

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IT-1

84

19

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LID

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246

Con

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02

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05

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55

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05

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IT-1

86

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2,2

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247

Con

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/TA

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1

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248

Con

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249

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LID

= l

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250

Con

tinu

ação

/TA

BE

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. P

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256

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IT-1

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IT-1

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IT-1

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55

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IT-1

56

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IT-1

57

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IT-1

60

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IT-1

62

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IT-1

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IT-1

72

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74

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IT-1

76

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IT-1

77

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IT-1

78

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31

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IT-1

79

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IT-1

8Ü

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IT-1

81

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IT-1

82

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07

10

IT-1

83

62

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28

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0,

09

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33

2,1

4,3

IT-1

84

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274

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58

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94

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IT-1

96

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23

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97

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06

2,5

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39

IT-2

07

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275

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23

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24

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27

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IB-2

28

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29

21

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IB-2

30

42

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04

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ND

= n

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278

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IB-2

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IB-2

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IB-2

40

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46

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0,

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ND

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279

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IB-2

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IB-2

43

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IB-2

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IB-2

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IB-2

48

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IB-2

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0,

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-IB

-261

39

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0,02

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50

IB-2

62

7,2

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8 N

D

0,10

23

0,

24

0,23

IB-2

63

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