material particulado

Transcrição

Série
Cadernos de Referência
Ambiental
v. 14
Informações gerais e
ecotoxicológicas de
material particulado
Paulo Eduardo de Toledo Salgado, Doutor
Apoio:
Salvador
2002
Material Particulado
Série Cadernos de Referência Ambiental, v. 14
Informações gerais e ecotoxicológicas de material particulado
Copyright 2002 Centro de Recursos Ambientais - CRA
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SOBRE O AUTOR
Paulo Eduardo de Toledo Salgado
Farmacêutico-Bioquímico pela Faculdade
de Ciências
Farmacêutica da Universidade São Paulo – FCF-USP-SP. Mestre
em Análises Toxicológicas pela FCF-USP-SP. Doutor em
Toxicologia - FCF-USP-SP. Livre-docente e Titular pela Faculdade
de Ciências Farmacêuticas Universidade Estadual Paulista UNESPAraraquara. Pós-Doutorado na Fondazione Clinica del LavoroPavia-Itália. Consultor Temporário da OPAS. Ex-Diretor da
Faculdade de Ciências Farmacêuticas -UNESP-Araraquara.
Professor aposentado da FCF-UNESP-Araraquara.
Agradecimentos
Profa. Dra. Hérida Regina Nunes Marona – F.C.F. – UNESP
Sra. Maria Irani Coito – Bibliotecário
Sr. Moacir Flávio Gomes – Auxiliar de Biblioteca
3
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CAPA E ILUSTRAÇÕES
Antonello L’Abbate
4
5
Índice
1.
Introdução .............................................................................................................................. 9
2.
Propriedades físicas e químicas dos materiais particulados e principais componentes
químicos ........................................................................................................................................ 12
2.1. ..........................................................................................................Propriedades físicas e químicas
.................................................................................................................................................................................. 12
2.2. ....................................................................... Principais componentes químicos do material particulado
.................................................................................................................................................................................. 16
3.
Fontes de emissão ................................................................................................................ 21
3.1. .......................................................... Fontes antropogênicas e naturais/Partículas primárias e secundárias
.................................................................................................................................................................................. 21
3.2. ............................................................................................. Aerossóis secundários orgânicos (SOAs)
.................................................................................................................................................................................. 25
3.2.1.
Generalidades ....................................................................................................................................... 25
3.2.2.
Fontes naturais e antropogênicas de SOAs ........................................................................................... 27
3.3. ................................................................................. Concentrações ambientais de material particulado
.................................................................................................................................................................................. 27
4.
Transporte, distribuição e transformação no meio ambiente ............................................... 29
4.1. ................................................................................................................ Ar, água, sedimento e solo
.................................................................................................................................................................................. 29
4.2. ................................................................................... Formação de aerossol secundário orgânico no ar
.................................................................................................................................................................................. 32
5.
4.2.1.
Oxidação de ROGs ............................................................................................................................... 33
4.2.2.
Partição gás/partícula de SVOCs .......................................................................................................... 35
4.2.3.
Efeitos da umidade relativa e da temperatura na formação de SOA ..................................................... 37
Exposição humana a material particulado e seus constituintes ........................................... 42
5.1. .................................................................................................................. Aspectos toxicocinéticos
.................................................................................................................................................................................. 42
5.2. ................................................................................................................ Aspectos toxicodinâmicos
.................................................................................................................................................................................. 45
5.2.1.
Respostas inflamatórias nas vias respiratórias ...................................................................................... 46
5.2.2.
Inflamação sistêmica e outras respostas vasculares .............................................................................. 47
6
5.3. ............................................................................................................................... Efeitos à saúde
.................................................................................................................................................................................. 49
5.3.1.
6.
Efeitos agudos ...................................................................................................................................... 51
5.3.1.1.
Estudos de mortalidade ................................................................................................................. 51
5.3.1.2.
Estudos de morbidade ................................................................................................................... 52
5.3.2.
Efeitos a longo prazo ............................................................................................................................ 56
5.3.3.
Efeitos em crianças ............................................................................................................................... 58
5.3.4.
Efeitos à saúde (sulfatos) ...................................................................................................................... 61
Avalição de riscos à saúde humana e ao meio ambiente ..................................................... 63
6.1. ................................................................................................................................ Saúde humana
.................................................................................................................................................................................. 63
6.1.1.
Exposição ambiental ............................................................................................................................. 63
6.1.2.
Exposição Ocupacional ........................................................................................................................ 69
6.2. .............................................................................................................................. Meio Ambiente
.................................................................................................................................................................................. 76
6.2.1.
Vegetais ................................................................................................................................................ 76
6.2.2.
Materiais ............................................................................................................................................... 79
6.2.3.
Visibilidade e radiação solar ................................................................................................................. 81
6.3. ......................................................................................................................... Acidentes relatados
.................................................................................................................................................................................. 82
6.4. ..............................................................................................................Estudos realizados no Brasil
.................................................................................................................................................................................. 83
7.
Metodologia analítica .......................................................................................................... 89
8.
Gestão .................................................................................................................................. 90
8.1. .......................................................................................................Modelos e identificação de fontes
.................................................................................................................................................................................. 90
8.2. ..................................................................... Prevenção e controle da poluição pelo material particulado
.................................................................................................................................................................................. 92
9.
Conclusões e recomendações (legislação) ........................................................................... 92
10.
Referências Bibliográficas ................................................................................................... 98
7
Lista de Tabelas
TABELA 01 - Estimativa agregada de emissões de PM10 e PM2,5 na Europa (1990) por categorias de fontes. ..... 24
TABELA 02 - Níveis europeus de PM10 no inverno de 1993-94, em g/m3.......................................................... 28
TABELA 03 - Concentrações de partículas finas (g/m3) na Amécia Latina ......................................................... 28
TABELA 04 - Reatividade de ROGs com espécies oxidantes no ar urbano. ........................................................... 33
TABELA 05 - Mortes registradas em Londres por grupos etários. .......................................................................... 59
TABELA 06 – Resumo de estimativas de riscos relativos para uso de broncodilatadores, tosse, sintomas
respiratórios nas vias inferiores, pico de fluxo respiratório, admissões hospitalares (respiratórias), mortalidade
diária, associadas com um aumento de concentração média diária de 10gm-3 de PM10 ou PM2,5. ......................... 64
TABELA 7 - Resumo de efeitos estimados para exposições a longo prazo para PM (morbidade e mortalidade),
associados com aumentos de 10 g/m3 nas médias das concentrações anuais de PM10 e PM2,5. .............................. 64
TABELA 08 – Resumo de estudos que relacionam a mortalidade diária às flutuações diárias de PM 10, através do
risco relativo para 10g/m3...................................................................................................................................... 65
TABELA 09 - Resumo das relações entre mortalidade total e flutuações diárias de PM 2,5 e riscos relativos
estimados para 10g/m3 ........................................................................................................................................... 66
TABELA 10 - Potências relativas para algumas misturas. ....................................................................................... 68
TABELA 11 - Unidade de risco estimada para vários hidrocarbonetos policíclicos aromáticos. ............................ 68
TABELA 12 - Inalável ............................................................................................................................................. 72
TABELA 13 – Torácica ........................................................................................................................................... 72
TABELA 14 – Respirável ........................................................................................................................................ 73
TABELA 15 - Valores adotados pela ACGIH de TLV-TWA e STEL, notações e efeito(s) crítico(s) baseados para
definir o TLV. ........................................................................................................................................................... 73
TABELA 16 - Níveis médios e desvios padrões de poluentes atmosféricos em São Paulo durante período de
exposição de 6 meses. ............................................................................................................................................... 84
TABELA 17 - Padrões de referência e guias para concentração média de particulados no ambiente. ..................... 96
TABELA 18 - Padrões de PM .................................................................................................................................. 97
TABELA 19 - Padrões nacionais de qualidade do ar para partículas totais em suspensão, fumaça e partículas
inaláveis. ................................................................................................................................................................... 97
TABELA 20 - Critérios para episódios agudos para partículas totais em suspensão, S0 2 x PTS e fumaça. ............. 97
8
Lista de Figuras
Figura 01 - Distribuição de partículas finas pelo tamanho e frações coletadas por amostradores tamanho –
seletivos. ................................................................................................................................................................... 14
Figura 2 – Distribuição típica de três tamanhos de partículas no ar urbano e como definições diferentes do
tamanho relacionam-se com estas frequencias. ........................................................................................................ 14
Figura 03 - Variação mensal de material particulado na Universidade Politécnica de Hong Kong (média mensal).
.................................................................................................................................................................................. 16
Figura 04 - Modelo esquemático do ciclo urbano do material particulado ............................................................... 21
Figura 05 - Porcentagem de contribuição de vários componentes no cálculo das concentrações de partículas
inorgânicas secundárias em regiões da Europa. ........................................................................................................ 23
Figura 06 - Processos que afetam as concentrações do material particulado ........................................................... 24
Figura 07 - esquema de formação de aerossóis orgânicos secundários. ................................................................... 26
Figura 08 - Curvas típicas da definição de frações de partículas respiráveis, torácicas e inaváveis. ........................ 38
Figura 09 - Proporção de câncer pulmonar atribuída à exposição ao radônio .......................................................... 39
Figura 10 - Valores de FAC para fontes selecionadas de VOC ................................................................................ 40
Figura 11 - Contribuição de setores de fontes individuais na emissão total de SOA ............................................... 41
Figura 12 - Curvas típicas da definição de frações de partículas respiráveis, torácicas e inaváveis. ........................ 43
Figura 13 - Como o material particulado pode afetar as vias respiratórias e o sistema cardiovascular (HRV =
variabilidade da taxa cardíaca; ECG = eletrocardiograma). ..................................................................................... 46
Figura 14 - ................................................................................................................................................................ 50
Figura 15 - Porcentagem de aumento da mortalidade diária em função da concentração de PM. ............................ 54
Figura 16 - Porcentagem de alterações de parâmetros relacionados à saúde ............................................................ 54
Figura 17 - Porcentual de alterações nas admissões hospitalares atribuídas ao PM 10, PM2,5 e sulfatos. ................... 56
Figura 18 - Proporção de câncer pulmonar atribuída à exposição ao radônio .......................................................... 68
Figura 19 - Riscos relativos de mobilidade e mortalidade para poluentes em São Paulo. ........................................ 88
Figura 20 - Estrutura do modelo fonte – receptor de partículas frias........................................................................ 91
9
1. Introdução
No século XVII, na Suécia, havia uma legislação ambiental que proibia cortes de vegetais
e posterior queimadas com a finalidade de "limpar a terra" para o cultivo. Aqueles que
desrespeitavam a lei eram rigorosamente penalizados, banidos para o Novo Mundo
(ZAKRZEWSKI, 1991).
No século XX, tivemos um crescimento significativo dos meios de produção, que
apresentaram, entre outras características, um acentuado comprometimento com o desequilíbrio
do planeta. O uso cada vez maior de fontes móveis de poluição tem resultado no aumento da
demanda de combustíveis fósseis. A crescente industrialização dos países desenvolvidos e em
desenvolvimento, com a implantação de pólos industriais, associados ao aumento das populações
e a exagerada concentração urbana, determinaram o agravamento, cada vez maior, da qualidade
do ar.
Os episódios do Vale de Meuse (Bélgica) em 1930, de Donora (EUA) em 1948 e de
Londres (Inglaterra) em 1952, evidenciaram fatos que demonstraram que a poluição do ar era o
agente causador de mortes. (SHRENK et al., 1949; WHO, 1992; EIH, 2002).
Análises criteriosas dos dados compilados durante os episódios permitiu estabelecer
associações entre elevados níveis de poluentes e mortalidade e morbidade humanas.
A emissão de partículas totais em suspensão (TSP) e, consequentemente, os níveis
ambientais de material particulado, especialmente em áreas industrializadas e em grandes centros
urbanos têm diminuído substancialmente em países e regiões que implementaram programas
voltados ao controle da poluição do ar. Era de se esperar que estes programas de medições
preveniriam os efeitos à saúde associados às partículas. Todavia, desde os anos 80, os estudos
10
epidemiológicos publicados relatam associações entre mortalidade e morbidade e níveis
ambientais de partículas do tipo fino (KOCH, 2000).
A composição e o comportamento das partículas aerodispersas estão relacionadOs aos
gases ambientais. O aerossol é definido como uma suspensão de partículas sólidas ou líquidas no
ar, e incluem ambas as partículas e todos os componentes da fase vapor ou gás do ar. Entretanto,
o termo aerossol é, geralmente, usado para se referir unicamente às partículas em suspensão. As
partículas, ainda, podem ser sólidas ou líquidas, ou a mistura de ambas.
O material particulado pode ser primário e secundário. O primeiro é composto por
materiais emitidos diretamente na atmosfera (poeiras carregadas pelo vento, sais marinhos,
poeiras de rodovias, partículas geradas mecanicamente e por combustão). A concentração de
partículas primárias depende de sua taxa de emissão, transporte e dispersão, bem como taxa de
remoção da atmosfera. As secundárias são formadas por vapores condensados pela reação
química envolvendo precursores da fase gasosa ou de outros processos (USEPA, 1996).
Os precursores de formação secundária podem resultar na formação de novas partículas
ou a adição de novas partículas às previamente existentes.
A origem pode antropogênica ou natural. As antropogênicas resultam da atividade
humana, e, quanto à origem, podem ser fixas ou móveis; enquanto que as naturais são as
carregadas pelos ventos sem a interferência do homem.
O material particulado (PM) encontrado na atmosfera é uma mistura de materiais
orgânicos, inorgânicos e biológicos, com composição que pode variar significativamente,
dependendo da localização da fonte de emissão.
Os dados epidemiológicos evidenciam os efeitos provocados pelos materiais particulados,
a curto e longo prazo, em níveis ambientais próximos aos padrões estabelecidos.
As observações epidemiológicas levam a uma série de hipóteses para explicar os atributos
físicos e químicos do PM, biologicamente plausíveis, que explicam a associação entre efeitos e
PM. Entre elas incluem-se as hipóteses que propõem que os PMs são associados aos metais,
substâncias orgânicas, acidez, distribuição pelo tamanho (focalizando a bioatividade das
partículas ultrafinas de PM), atividade oxidante do PM ou reatividade, potencialidade tóxica ou
alergênica (COSTA, 2001).
11
Vários estudos realizados na América Latina procuram avaliar os efeitos provocados pelo
material particulado sobre a saúde da população, especialmente das grandes cidades. Estes
incluem estudos de mortalidade e morbidade, entre crianças e adultos, e têm sido conduzidos no
Brasil, Chile e México (WHO, 2000a). Ao se dar destaque ao Brasil, entre os vários estudos,
menciona-se àqueles com crianças (SALDIVA et al., 1994; LIN et al., 1999; BENICIO et al.,
2000), idosos (SALDIVA et al., 1995; MARTINS et al., 2002), experimentais (BÖM et al., 1989;
SALDIVA et al., 1992; SATO et al., 1995) e mortalidade intra-uterina (PEREIRA et al., 1998).
A queima da cana de açucar, prática primitiva ainda utilizada em várias regiões do país, é
um dos sérios problemas de poluição ambiental. que necessita ser definitivamente equacionado.
ARBEX et al. (2000) demonstraram significativa associação entre a quantidade de material
particulado depositado na cidade de Araraquara (São Paulo) e visitas hospitalares por pacientes
com necessidade de inalações respiratórias.
Com a Portaria nº 0231, de 27/04/76 (SANTOS, 199-), e, posteriormente, com a
Resolução nº 005 de 15 de junho de 1989 (CONAMA) foi instituído o PRONAR – Programa
Nacional de Controle da Qualidade do Ar, um dos instrumentos básicos de gestão ambiental no
país (BRASIL, 1989). A Resolução CONAMA nº 003, de 28 de junho de 1990 estabelece os
padrões de qualidade do ar previstos no PRONAR (BRASIL, 1990).
A qualidade do ar, dentro da questão ambiental, evidencia-se como um problema de saúde
pública, que exige a adoção de medidas que possam efetivamente proteger a população.
A adoção de programas como o PROCONVE (Programa Nacional de Controle de
Poluição do Ar por Veículos Automotores) e o PRONACOP (Programa Nacional de Controle da
Poluição Industrial) têm como objetivo reduzir a emissão de poluentes no ar (BRASIL, 1999a).
O efeitos deletérios provocados pela poluição do ar, especialmente do material particulado
para a saúde do homem, e efeitos sobre o meio ambiente, com conseqüências no clima e na
visibilidade, alertam para que o problema não seja negligenciado e que programas que visem a
melhoria da qualidade do ar sejam implantados em diferentes regiões do país.
"A convivência dos seres vivos, em especial a do homem, com a poluição do ar tem
trazido conseqüências sérias para a saúde. Os efeitos dessa exposição têm sido marcantes e
plurais quanto à abrangência" (BRAGA et al., 2002).
12
2. Propriedades físicas e químicas dos materiais particulados e principais componentes
químicos
2.1. Propriedades físicas e químicas
A poluição particulada do ar é uma mistura de partículas sólidas, líquidas ou sólidas e
líquidas suspensas no ar. É representada por uma mistura de substâncias orgânicas e inorgânicas.
Estas partículas suspensas variam em tamanho, forma, composição e origem. As partículas e
líquidas constituem juntas às sólidas, os aerossóis.
As propriedades aerodinâmicas das partículas estão associadas à composição química,
origem, transporte e remoção do ar, e à deposição no trato respiratório (WHO, 2000a). O
diâmetro aerodinâmico depende da densidade da partícula, e corresponde ao tamanho de uma
esfera de densidade de 1 gcm-3, com as mesmas características aerodinâmicas. As partículas com
o mesmo tamanho e forma, mas diferentes densidades possuem diferentes diâmetros
aerodinâmicos (FIERRO, 2000; WHO, 2000a).
Ao se descrever a distribuição das partículas no ar, além da concentração de massa, devese informar a distribuição do tamanho das partículas (WORLD BANK GROUP, 1998). Os níveis
ambientais de concentração de massa são medidos em microgramas por metro cúbico (µg m -3) e
os atributos de tamanho são, geralmente, medidos em diâmetro aerodinâmico.
O termo "partículas totais em suspensão" (TSP) implica na utilização de procedimentos
gravimétricos para determinar a concentração de matéria particulada suspensa (SPM)
(PANYACOSIT, 2000). As TSPs incluem partículas de vários tamanhos, e parte delas
suficientemente grandes para não serem introduzidas no trato respiratório humano. Por esta
razão, não é um bom indicador da relação exposição – saúde (WORLD BANK GROUP, 1998).
A maior parte da literatura faz menção ao material particulado e utiliza os termos PM 10,
PM2,5, partículas grosseiras, finas e ultrafinas.
O limite superior para TSP é de 45 µm em diâmetro nos Estados Unidos, e até 160 µm na
Europa (WORLD BANK GROUP, 1998).
Amostragens e padrões definidos para TSP foram usados nos Estados Unidos até 1987.
Vários países do Leste e Europa Central, América Latina e Ásia realizam a monitorização e
possuem padrões definidos para as medições de TSP.
13
Com a evolução das metodologias para a análise de dados, e o desenvolvimento de
equipamentos mais sofisticados, as atenções têm sido direcionadas, nos últimos anos, às
partículas finas.
Alguns países como o Brasil, Japão e Filipinas passaram a adotar o PM10. As partículas
que são, em geral, inferiores a 10 µm de diâmetro, são as mais relevantes em termos de efeitos à
saúde humana, e são referidas como partículas inaláveis (PANYACOSIT, 2000).
A Environmental Protection Agency (EPA) e outras agências regulamentam o controle
ambiental utilizando PM2,5 e PM10, e se referem, respectivamente, às partículas com diâmetros
aerodinâmicos de 2,5 µm e 10 µm (HEI Perspectives, 2002).
As partículas encontradas no ar apresentam tamanho que variam amplamente desde
aproximadamente 0,005 até 100 µm de diâmetro aerodinâmico, ou seja, do tamanho de apenas
alguns átomos até a espessura do fio de cabelo humano (HEI Perspectives, 2002).
Partículas com diâmetro de 10 µm ou menos são denominadas PM10, e consistem de uma
fração "fina" (partículas com diâmetro 2,5µm ou menos) e de uma fração "grosseira" (partículas
com diâmetro entre 2,5 e 10 µm). As partículas com diâmetro inferior a 2,5µm são chamadas
PM2,5, e são hábeis em penetrar nas regiões mais profundas do trato respiratório, do que as
partículas "grosseiras". Cerca de 1% do PM10 é respirável (pode penetrar até áreas pulmonares
em que ocorre as trocas gasosas), enquanto que 80% do PM2,5 é respirável (Figura 01) (USEPA,
1996).
14
Figura 01 - Distribuição de partículas finas pelo tamanho e frações coletadas por amostradores
tamanho – seletivos.
Fonte: USEPA, 1996
Hivol (High Volume); WRAC ( Wide Range Aerosol Classifier); TSP (Partículas totais em Suspensão)
Outros pesquisadores têm definido categorias levando-se em consideração o tamanho das
partículas de diferentes maneiras. A Figura 02 mostra que a distribuição das partículas medidas
no ar urbano engloba três tipos principais, baseados no diâmetro aerodinâmico: o "tipo núcleo"
(menores de cerca de 0,1 µm), "tipo acumulação" (aproximadamente entre 0,1 e 1 µm) e "tipo
grosseiro" (maiores de 1 µm). Outras definições destas partículas em estudos sobre efeitos e
regulamentações se referem, também, às "partículas ultrafinas", inferiores a cerca de 0,1 µm de
diâmetro aerodinâmico, correspondendo em tamanho às partículas do "tipo núcleo"; e às
"partículas finas", inferiores a 1 µm de diâmetro aerodinâmico, contendo todas as partículas dos
tipos núcleo e acumulação (HEI Perspectives, 2002).
Figura 02 – Distribuição típica de três tamanhos de partículas no ar urbano e como definições
diferentes do tamanho relacionam-se com estas frequencias.
15
A "fumaça preta" ou "negro de fumo" (BS) diz respeito às partículas que contêm pelo
menos, 50% de partículas respiráveis, menores de 4,5 µm em diâmetro aerodinâmico, amostradas
pelo método "British Smokeshade" (WORLD BANK GROUP, 1998a). As medições de BS são
utilizadas na Grã Bretanha e em outros lugares da Europa.
As partículas ultrafinas não permanecem longos períodos na atmosfera. Elas estão
presentes em número muito elevado e, para um volume fixo, possuem uma área total maior que
as partículas grandes.
CHAN & KWOK (2001) pesquisaram ,de junho de 1998 a maio de 1999, a variação
sazonal de material particulado numa região próxima à rodovia, na Universidade Politécnica de
Hong Kong. Foram analisadas as variações mensais de partículas totais em suspensão (TSP),
partículas respiráveis em suspensão (PM10), particulado fino (PM2,5) e material particulado
grosseiro entre PM10 e PM2,5 (PMc) (Figura 03). Observa-se que as concentrações de TSP, PM10 e
PMc apresentaram a tendência de se elevarem a partir do verão, atingindo o pico em fevereiro, no
inverno.
16
Figura 03 - Variação mensal de material particulado na Universidade Politécnica de Hong Kong
(média mensal).
Fonte: CHAN & KWOK, 2001
A composição química do material particulado é determinada após análise das amostras
coletadas, e a complexidade do material depende da origem das fontes de emissão, da diversidade
das fontes antropogênicas e naturais, e das condições meteorológicas na região considerada.
2.2. Principais componentes químicos do material particulado
As amostras de ar de áreas urbanas de todo o planeta apresentam, tipicamente, os mesmos
principais componentes, embora com consideráveis diferenças quanto às proporções, de acordo
com a localização da amostragem. Os principais componentes são os seguintes:
Sulfato: O sulfato atmosférico pode ser um constituinte primário ou secundário. O sulfato
de amônio, bissulfato de amônio e ácido sulfúrico são as formas mais comuns de sulfatos do
material particulado atmosférico. Estes compostos são hidrossolúveis e residem quase que
exclusivamente na fração PM2,5. Derivam, predominantemente, da oxidação de dióxido de
enxofre por processo caracterizado pela lentidão. Por este motivo, os gradientes espaciais de
sulfato, numa escala de dezena de milhas, são esperados como sendo muito pequenos (BURTON
et al., 1996), acima de centenas de milhas eles podem ser significantes, e em áreas continentais,
elevados (QUARG, 1996).
17
Nitrato: É formado, principalmente, pela oxidação do dióxido de nitrogênio atmosférico
(HARRISON & JIN, 2000). O nitrato de amônio é o nitrato particulado mais abundante,
resultante do equilíbrio reversível gás-partícula, entre o gás amônio e o gás ácido nítrico, e
partículas de nitrato de amônio (HARRISON & MSIBI, 1994). O nitrato de sódio é encontrado
no PM2,5 e frações grosseiras próximo às costas marinhas (USEPA, 1999).
Amônio: O sulfato de amônio, bissulfato de amônio e nitrato de amônio são os principais
compostos contendo amônio.
Quando são produzidos inicialmente na atmosfera, o sulfato e o nitrato estão sob as
formas de ácidos sulfúrico e nítrico. Eles são neutralizados, progressivamente, pela amônia
existente na atmosfera, formando sais de amônio (HARRISON & KITTO, 1992). Na maior parte
das áreas urbanas, o íon amônio excede significativamente o íon hidrogênio, que é liberado nos
processos de neutralização (HARRISON & YIN, 2000).
A amônia (NH3) é um gás básico primário presente na atmosfera. As fontes mais
significativas de NH3 incluem os resíduos de animais, após a amonificação de húmus emitidos
pelo solo, e as perdas de NH3 pelos fertilizantes do solo.
Carbono orgânico e carbono inorgânico: O carbono elementar está presente junto com o
carbono orgânico, e a discriminação da partícula elementar da partícula orgânica depende da
metodologia analítica utilizada nos procedimentos de identificação e quantificação.
O carbono elementar particulado é um traçador das partículas derivadas dos processos de
combustão, enquanto que os aerossóis, derivados do solo e do mar, possuem quantidades
negligentes, e o material geológico contêm abundâncias variáveis de carbono elementar (USEPA,
1999).
Os processos de combustão, especialmente aqueles observados nas vias de tráfego,
emitem partículas de fuligem que contêm carbono na forma de um núcleo sólido de carbono
elementar preto. Estes núcleos, muitas vezes, possuem uma superfície de revestimento
constituída de compostos orgânicos semi-voláteis, condensados após a emissão de gases pelos
escapamentos dos veículos (AMANN & SIEGLA, 1982). Posteriormente, o carbono orgânico
pode ser incorporado às partículas, como resultado de processos fotoquímicos que ocorrem na
atmosfera, produzindo compostos de carbono pouco voláteis (BOWMAN et al., 1997).
A presença de hidrocarbonetos poliaromáticos no ambiente está associada às fontes
naturais (incêndios, atividade vulcânica, biossínteses, carvão mineral, etc.) e às fontes
18
antropogênicas (uso energéticos de combustíveis fósseis, queima de resíduos, dispersões de óleos
minerais, etc.). As principais matrizes em que os HPAs estão presentes são as seguintes:
- emissões provenientes de sistemas de aquecimento alimentados com combustíveis
fósseis; lenha ou gás, de sistemas de queima de resíduos, de centrais elétricas, etc.;
- fumos derivados de qualquer tipo de material de combustão de material orgânico
incluindo o fumo de tabaco;
- cinzas e materiais provenientes de erupções vulcânicas;
- resíduos sólidos de combustões e materiais provenientes de incêndio, sistemas de queimas
de resíduos, centrais elétricas, etc.;
- descargas dos meios de transporte (automóveis, motocicletas, trens, aviões, navios,
máquinas operatrizes, etc.) alimentadas com derivados dos óleos minerais;
- carvão vegetal e mineral;
- petróleo e seus derivados;
- betume;
- alimentos cozidos ou assados na brasa ou lenha;
- solo contaminado.
A fotodecomposição dos HPAs na presença do ar dá origem a diversos compostos, havendo
interferências pela presença de O3, NOx, HNO3, SO2, SO3 e H2SO4. (SCIARRA, M., 2000).
Cloreto de sódio: Os aerossóis marinhos representam importantes fontes de cloreto,
mesmo em regiões situadas centenas de milhas da costa. São produzidos, também, durante os
meses de inverno nas estradas de países frios, após a aplicação de materiais descongelantes. Os
cloretos penetram as partículas atmosféricas como resultado da neutralização dos vapores de
ácido clorídrico pela amônia, que é emitida pelos processos de incineração e pelas usinas elétricas
(HARRISON & YIN, 2000).
O cloreto de sódio na forma úmida, geralmente, está presente na fração das partículas
grossas, e é classificado como material geológico. Quando a água ou gotículas de névoas contêm
cloreto de sódio evaporado, muitos dos núcleos "secos" das partículas são menores de 2,5 µm de
diâmetro. Partículas que contenham originalmente cloreto de sódio podem ser neutralizadas pelo
ácido nítrico ou sulfúrico, e o cloreto será retirado e substituído por quantidade equivalente de
nitrato ou sulfato. O cloreto de sódio pode constituir mais de 50% do PM10 e 30% do PM2,5, em
locais como na Califórnia (Estados Unidos), em níveis de 5 a 10 vezes superiores àqueles
usualmente encontrados no interior do país (USEPA, 1999).
19
Materiais geológicos: As poeiras e os minerais provenientes de rochas, carregados pelo
vento, apresentam diversas composições que refletem a localização geológica, os processos
industriais da área e as condições das superfícies destes locais. Estes materiais, geralmente, são
constituídos de 5 a 15% de PM2,5, podendo chegar de 30 a 40%, como pode ser constatado na
área central da Califórnia (EUA) nos meses de verão (USEPA, 1999).
As concentrações são dependentes do clima, como fator determinante dos processos de
suspensão destes materiais na atmosfera, favorecidos pelas condições de secura das superfícies e
pela presença de vento. Estas partículas são constituídas, principalmente, por partículas grossas
(HARRISON et al., 1997).
Material biológico: Alguns estudos têm caracterizado, separadamente, os materiais de
origem biológica que incluem desde organismos pequenos como as bactérias, assim como,
esporos, pólens e fragmentos celulósicos de vegetais (MATTHIAS-MASER & JAENICKE,
1994). Geralmente, a constituição é de material grosseiro em tamanho, e a maioria dos estudos
caracteriza-os como carbono orgânico, e não separadamente como material biológico.
Metais: É reconhecido que alguns metais como o chumbo, cádmio e mercúrio são
extremamente tóxicos em doses que possam ser compatíveis aos efeitos provocados por estes
agentes químicos. Porém, nas exposições urbanas por material particulado, em países
desenvolvidos, provavelmente, as concentrações encontradas sejam insuficientes para provocar
efeitos tóxicos através dos mecanismos tóxicos clássicos (HARRISON, R. M.; YIN, J., 2000).
GILMOUR et al. (1996) sugerem que metais de transição e, particularmente, o ferro,
possam estar relacionados a efeitos tóxicos, através de mecanismos não clássicos, como na
contribuição para a produção de radicais hidroxilas da reação de Fenton.
Metais como o arsênico, cobre, níquel, vanádio, ferro, zinco, cromo, cobalto, magnésio,
titânio, além de outros têm sido analisados no ar de ambientes urbanos (DE MIGUEL et al.,
1999; DIOCIAIUTI et al., 2001).
HARRISON & YIN (2000) afirmaram que, nos países desenvolvidos, as concentrações de
metais na atmosfera de muitas cidades têm declinado em resposta aos procedimentos de controle
da poluição. Com exceção ao chumbo, cuja fonte principal de poluição urbana são os veículos, os
outros elementos se originam predominantemente, naqueles países, de fontes industriais, e a
distribuição espacial é menos uniforme.
20
DE MIGUEL (1994) apresenta um modelo geoquímico para o ambiente urbano, em que
multielementos são usados para caracterizar a circulação de elementos de traços no material
particulado (aerossol atmosférico, poeiras e solo urbano). No modelo foram caracterizados três
tipos de material particulado: partículas suspensas (frações < 2,5µm e 2,5-10µm), partículas
depositadas ou poeiras (fração < 100µm) e partículas do solo (fração < 100µm) (Figura 04).
21
Figura 04 - Modelo esquemático do ciclo urbano do material particulado
Fonte: DE MIGUEL et al., 1999
3. Fontes de emissão
3.1. Fontes antropogênicas e naturais/Partículas primárias e secundárias
As partículas lançadas na atmosfera podem ser classificadas em primárias e secundárias.
As partículas primárias são emitidas diretamente pela fonte de emissão, dispersadas na atmosfera
sem transformações químicas. As partículas secundárias são emitidas, inicialmente, como
poluentes gasosos, como, por exemplo, o SO2 e NOx, e reagem quimicamente na atmosfera
formando partículas (DERISIO, 1992; KOCH, 2000).
Algumas partículas são emitidas por fontes naturais, como aquelas evaporadas do mar sob
a forma de spray, pólens, poeiras e vulcões ou outras erupções geotérmicas (WORLD BANK
GROUP, 1998).
22
Os materiais particulados provenientes de fontes naturais tendem a ser do tipo grosseiro.
Quase todas as partículas finas são geradas como produto de processos de combustão, incluindo a
queima de combustíveis fósseis para geração de vapor, aquecimento e preparo doméstico de
alimentos, queimadas agrícolas, queima de combustíveis pelos veículos e em vários processos
industriais.
Indústrias e processos que produzem grande quantidade de poeiras, como na produção de
cimento, mineração, pedreiras e moagem de farinhas, tendem a gerar partículas maiores de 1 µm
e a maioria, geralmente, é superior a 2,5 µm. Nas áreas frias e temperadas do planeta, a queima
de carvão no âmbito doméstico tem sido um dos maiores contribuintes de material particulado em
centros urbanos. Nas regiões próximas às áreas de tráfego, as emissões veiculares representam
importantes fontes de partículas em suspensão. Alguns processos agro-industriais e tráfego em
rodovias são fontes antropogênicas adicionais, responsáveis em grande parte pelas emissões de
partículas grosseiras (WORLD BANK GROUP, 1998; WHO, 1999).
Os componentes orgânicos secundários como o sulfato de amônio e nitrato de amônio,
contribuem substancialmente para os níveis observados de PM10. Geralmente, a quantidade
contribuída varia de 30 a 50% nas áreas rurais; enquanto que na Holanda esta proporção é de
cerca de 25%(HEITZENBERG et al., 1998).
Na Europa uma parte substancial das emissões antropogênicas é constituída por partículas
produzidas pela queima de combustíveis sólidos ("fly ash"), e por partículas inorgânicas emitidas
durante a fabricação de ferro e aço, produção de cimento e por uma variedade de indústrias
(BERDOWSKI et al., 1997).
No Norte e Leste Europeu, regiões que não são significativamente influenciadas pelos
processos industriais locais, as partículas primárias de aerossóis inorgânicos são responsáveis por
5 a 10% do total de massa particulada. Como resultado de controles mais eficientes, as
concentrações de cálcio e de outros componentes inorgânicos primários têm diminuído
substancialmente nas últimas décadas (HEDIN et al., 1994; HEITZENBERG et al., 1998).
As concentrações máximas de partículas inorgânicas secundárias estimadas pelo
programa europeu EMEP (Cooperative Programme for Monitoring and Evaluation of the Longrang Transmission of Air Pollutants in Europe) foram de 30 µgm-3, obtidas na Bélgica e Holanda.
A concentração média anual da maioria das áreas centrais da Europa variou de 10 a 15 µgm-3. Os
23
componentes dominantes, como pode ser observado na (Figura 05), são o nitrato e sulfato
particulados, com diferentes contribuições através do continente europeu (WHO, 1999).
Figura 05 - Porcentagem de contribuição de vários componentes no cálculo das concentrações de
partículas inorgânicas secundárias em regiões da Europa.
Fonte: WHO, 1999
As emissões antropogênicas incluem a fuligem e outros materiais não queimados durante
os processos de combustão. O carbono elementar, sob a forma de pequenas esferas (< 0,02 µm), é
uma parte distinta do aerossol atmosférico, mas a sua contribuição à massa de aerossol é,
geralmente, pequena nas áreas rurais. Associados a estas partículas, estão hidrocarbonetos
aromáticos e heterocíclicos de alto peso molecular.
Partículas são removidas da atmosfera por deposição seca, a partir do ar contaminado, e
por deposição úmida, durante a precipitação. As frações mais grosseiras (>2,5µm) são, também,
sujeitas à precipitação gravitacional (WHO, 1999).
Os hidrocarbonetos aromáticos podem facilmente ser quantificados, e são responsáveis
por menos de 10% das emissões de material particulado dos processos de combustão (WHO,
1999). A razão entre o material particulado orgânico e o carbono elementar da queima de diesel
é, geralmente, de 0,8 a 1. A razão é maior para outras fontes de produtos originados da
combustão incompleta, como da madeira e queima de carvão em pequenos aquecedores, lareiras
e fogões (WHO, 1999).
Como está esquematizado na Figura 06 alguns materiais particulados encontrados no ar
são gerados diretamente por emissões primárias de partículas, e outros são partículas secundárias,
24
formadas pelas reações químicas na atmosfera. Entre estes incluem-se o SO4, NO3 e NH4.
Existem, também, os compostos orgânicos semi-voláteis, que se aderem às superfícies das
partículas.
Figura 06 - Processos que afetam as concentrações do material particulado
Fonte: WHO, 1999
As emissões antropogênicas na Europa, excluindo os países da União Soviética, foram em
1990, de 5100 e 2900 Ktons para, respectivamente, PM10 e PM2,5 (Tabela 01.). Os processos
estacionários de combustão emissores de PM10 e PM2,5, contribuíram com cerca de 55% do total
emitido, enquanto que os processos industriais e meios de transporte contribuíram com 14-19%
do total (WHO, 1999).
TABELA 01 - Estimativa agregada de emissões de PM10 e PM2,5 na Europa (1990) por
categorias de fontes.
Categorias de fontes
PM10
PM 2,5
(kton/ano) (kton/ano)
Combustão estacionária (total)
2800
1600
Geração de energia
1500
910
Combustão industrial
610
280
Fontes menores de combustão
720
360
Transporte (total)
840
560
Transporte rodoviário
Transporte não rodoviário
Processos de emissões (totais)
Armazenamento e manipulação
Processos de produção
Agricultura
Plantas processadoras de resíduos
TOTAL
790
45
940
29
910
440
100
5100
25
520
38
570
0,5
570
200
70
2900
Fonte: WHO, 1999
3.2. Aerossóis secundários orgânicos (SOAs)
3.2.1.
Generalidades
Os aerossóis atmosféricos são partículas líquidas ou sólidas presentes no ar atmosférico.
As partículas aerodispersas originam-se de fontes naturais e antropogênicas, e apresentam grande
intervalo de tamanho, desde poucos nanometros até vários micrômetros de diâmetro. Eles são
constituídos por muitos compostos químicos, sendo que o sulfato, amônio, nitrato e espécies
orgânicas são as maiores frações (HEINTZENBERG et al., 1989).
A matéria particulada é reconhecida como um sério problema de poluição, em razão dos
efeitos adversos à saúde. Os mecanismos exatos pelos quais os aerossóis causam danos à saúde
humana não são bem conhecidos, porém as evidências epidemiológicas mostram uma clara
relação entre concentração de partículas no ambiente e aumento de morbidade, isto é, o número
de pessoas doentes ou casos de doenças em relação a uma população específica, e também de
mortalidade (PANYACOSIT, 2000). Este fato levou à conscientização de que a redução da
poluição pelos materiais particulados é de grande importância para a saúde da população.
Uma considerável fração do aerossol atmosférico (10-60%) consiste de compostos
orgânicos (SEINFELD & PANDIS, 1998).
Enquanto que os aerossóis inorgânicos são relativamente bem investigados, os processos
de formação e a composição da fração orgânica não é tão bem conhecida. Uma das razões é que a
fração orgânica é composta por centenas de espécies individuais que são difíceis de serem
caracterizadas com a atual metodologia analítica.
Especialmente o aerossol secundários orgânico (SOA), formado pela oxidação de carbono
orgânico volátil (VOC) na atmosfera, não é muito bem compreendido. Todavia, como mais de
26
70% da matéria orgânica pode ser secundária na origem sob condições de smog, o SOA não
deveria ser negligenciado como um contribuidor da poluição antropogênica. O controle efetivo e
a redução do SOA requer o conhecimento dos gases precursores, da formação e das propriedades
das espécies orgânicas secundárias. Este conhecimento pode ser usado para incorporar o SOA
nos modelos de qualidade de ar e nos modelos de avaliação integrada para encontrar estratégias
de redução de custo efetivo.
A Figura 07 esquematiza, apesar de muitos detalhes serem desconhecidos, a formação de
SOA. Os gases precursores de VOC são oxidados na atmosfera, principalmente, pelo O3, NO3 e
OH. O processo de oxidação adiciona grupos funcionais às moléculas de gás orgânico, e,
consequentemente, diminui a pressão de vapor deles. Este processo resulta, parcialmente, em
gases que são novamente voláteis e não contribui para a formação de aerossol (DUSEK, 2000).
Figura 07 - esquema de formação de aerossóis orgânicos secundários.
Fonte: DUSEK, 2000
Outra parcela dos produtos de reação podem, todavia, ser semi-volátil e se condensar para
formar partículas de aerossol, se as condições são favoráveis(DUSEK, 2000).
27
Os materiais orgânicos primário e secundário não podem ser distinguidos, atualmente, por
método analítico. São necessárias informações adicionais para se estimar a contribuição relativa
de compostos orgânicos primário e secundário aos aerossóis do ambiente.
3.2.2.
Fontes naturais e antropogênicas de SOAs
Os modelos de poluição do ar e os programas de redução exigem o conhecimento das
fontes naturais e antropogênicas. Este conhecimento é fundamental para o estudo dos SOAs,
mesmo se os precursores VOCs possam ser classificados como de origem natural ou
antropogênica, pois a formação de SOA requer, também, a presença de agentes oxidantes, como
OH e O3, que nas regiões poluídas são, geralmente, originados por fontes antropogênicas. A
formação de SOA, a partir de VOCs, naturais indica que pode ocorrer oxidação pelo ozônio de
origem antropogênica.
Foi estimado que a produção de SOA aumentou do período pré-industrial, de 17-28
Tg/ano, para 61-71 Tg/ano, no presente, em razão do aumento das fontes antropogênicas de
ozônio (KANADIOU et al., 2000). Esta estimativa é conservadora, pois leva em consideração
somente a oxidação de VOCs naturais pelo ozônio, e não pelo OH e NO3, que fazem parte da fase
gasosa.
3.3. Concentrações ambientais de material particulado
Atualmente as quantificações de PM10 são muito mais comuns que as medições de PM2,5.
No Reino Unido, desde 1995 o PM10 é monitorado em 16 localidades, e em mais alguns outros
locais desde 1998. Na Suécia e Holanda, o PM10 é monitorado há vários anos em várias
localidades. Na Alemanha, o Estado de Baden-Württemberg monitora o PM10 em quatro locais e
o PM2,5 em um local, desde 1996/67 (SIEGEL, 1998)
Quando o estudo PEACE foi implementado na Europa, os níveis de PM10 foram avaliados
em doze localidades urbanas, além de controles, em vários países europeus, durante o inverno de
1993-94 (Tabela 02). A concentração média observada neste período foi entre 11 e 99 µgm-3. Os
menores valores foram encontrados na Escandinavia, com concentrações de PM10 entre 10 e 20
µgm-3. Na Alemanha e Holanda as concentrações foram entre 33 e 52 µgm-3. Na Europa Central
(República Checa, Polônia e Hungria) foram encontrados valores acima de 74 µgm -3. Nos países
do sul da Europa foram observadas concentrações médias entre 50 e 99 µgm-3 (KOCH, 2000).
28
TABELA 02 - Níveis europeus de PM10 no inverno de 1993-94, em g/m3
País/Localidade
Região urbana
Região controle
Suécia (Sul)
22,9
16,2
Suécia (Umea)
13,4
11,5
Finlândia (Kuopio)
17,7
13
Noruega (oslo)
19,3
11,2
Holanda (Amsterdã)
45,3
44,4
Alemanha (Berlim)
52,3
43
Alemanha (Leste)
40,3
32,9
Rep.Checa (Teplice)
74
32
Rep.Checa (Praga)
52,7
49,6
Polônia (Katowice)
68,7
73,8
Polônia (Krakow)
60,1
56,1
Hungria
60,9
52,1
Itália (Pisa)
61,8
69,5
Grécia (Atenas)
98,8
50
Fonte: KOCH, 2000
Na Tabela 03 estão compilados valores encontrados por vários autores na América Latina
(Brasil, México, Chile).
TABELA 03 - Concentrações de partículas finas (g/m3) na Amécia Latina
Localidades
Ano
TSP
PM10
Cidade do México
Santiago do Chile
Cidade do México
São Paulo
100
São Paulo
São Paulo
São Paulo
199698
São Paulo
199192
Fonte: KOCH mod, 2000
36/29
33 (estação 23 (estação
seca)
úmida)
Salazar et al.,
1992
61
20-100
(1992)
66,9272
199091
Fonte
34
96
70-150
(1981)
São Paulo
PM2,5
66
1989- 210
90
1989
São Paulo
PM10-2,5
82,38
(DP=38,82)
65 (DP=27 15-193
59,9
22,8(DP=26,3) 186,3
65,04
14,8(DP=27,28) 192,80
Rojas et al., 1990
Veja et al., 1997
37,5
Andrade et al.,
1993
Kretzschmar,
1994
Sato et al., 1995
Saldiva et al.,
1994
Lin et al., 1999
Martins et al.,
2002
Pereira et al.,
1998
Chan et al. (1997) investigaram os níveis e fontes de material particulado aerodispersos
(PM10 e PM2,5) em Brisbane (Austrália). A concentração média de PM10 em cinco locais foi de 27
29
µgm-3. Em um dos locais, os valores de PM2,5 e PM10-2,5 quantificados foram, respectivamente,
7,3 µgm-3. e 10,4 µgm-3.
Em Sapporo no Japão, durante 18 meses (1987-1988) foi investigada a composição do
PM10 e sua variação sazonal. As concentrações eram cerca de 25 µgm-3. O carbono orgânico de
emissões diretas e de formação secundária contribuiu para cerca de 17% do PM10, e o carbono
elementar emitido principalmente pelos veículos e aquecedores domésticos, em cerca de 4%. O
SO4= foi cerca de 16% do PM10 (KANEYASU et al., 1995).
Na Arábia Saudita (Riad), EL- SHOKOBOKSHY et al. (1990) relataram que as
concentrações médias de PM2,5 e PM15-2,5 nos meses de março-maio de 1988 foram,
respectivamente, de 379 µgm-3 e 275 µgm-3.
Nos Estados Unidos, desde a última metade dos anos 80, localidades urbanas têm sido
intensamente monitoradas. A USEPA (1996) reviu extensivamente o estado da arte das
monitorizações de PM10 e PM2,5 e suas composições químicas. Entre 1988 e 1994 foi observado
um decréscimo substancial das concentrações de PM10 (20-24%) em locais urbanos. Estes
decréscimos foram mais pronunciados em regiões do oeste americano (23-27%), que no noroeste
(18-19%) e em regiões industrializadas do meio oeste (12-19%). As razões entre PM2,5 e PM10
nos centros urbanos foram geralmente de 0,55-0,6. No verão, o perfil sazonal de PM10 apresentou
um pico nas regiões urbanas e não urbanas, e ele foi geralmente associado aos picos de PM2,5. As
médias diárias das concentrações de PM10 em áreas urbanas foi entre 10-60 µgm-3. Os níveis de
base, excluindo todas as fontes antropogênicas para PM10 e PM2,5 foram, respectivamente, de 411 µgm-3 e 1-5 µgm-3 (USEPA, 1996).
4. Transporte, distribuição e transformação no meio ambiente
4.1. Ar, água, sedimento e solo
A deposição de material particulado nos vegetais não é bem conhecida, entretanto, sabe-se
que tanto as partículas finas, como as grosseiras podem afetá-los.
A deposição atmosférica de partículas no ecossistema ocorre pelos processos úmido e
seco, através das vias: 1) precipitação de chuva e neve; 2) fog, gotículas de nuvens e intercepção
de névoas (denominada deposição "oculta" e; 3) deposição seca.
A deposição úmida é resultante da incorporação das partículas atmosféricas e gases no
interior das gotículas das nuvens, e sua, subseqüente, precipitação como chuva ou neve.
30
As folhas retêm líquidos e PM solubilizados de acordo com as propriedades da superfície
de exposição, aspereza e umidade.
As condições de umidade e a temperatura durante a deposição úmida influencia
significativamente a extensão dos efeitos biológicos.
A concentração de materiais suspensos e dissolvidos é maior no início da precipitação e
declina com a sua duração (HANSEN et al. 1994).
A precipitação da chuva, ao se manter durante um determinado período de tempo, remove
a maior parte do material acumulado pela deposição seca na superfície foliar, reduzindo os efeitos
diretos, e promovendo a combinação de injúrias relacionadas às substâncias químicas associadas
ao material depositado pela via úmida (LOVETT, 1994). A chuva intensa poderá contribuir
substancialmente com a penetração do material particulado através da superfície do solo (via
solo), entretanto, ela é menos efetiva como sendo a fonte de material particulado que irá provocar
injúrias na superfície foliar.
As precipitações de menor intensidade, em contraste, podem ser de grande significância
para causar efeitos diretos, resultantes da deposição foliar. A concentração final do PM que
permanece em contato com a superfície foliar, poderá ser maior, em razão da curta duração da
precipitação e da limitada remoção atmosférica. Além do mais, tais eventos poderão hidratar as
partículas depositadas via seca, sem removê-las, e assim, facilitar as suas captações foliares.
Esta combinação de deposição seca nas folhas e, subseqüente, remoção úmida, altera os
efeitos provocados pelos materiais particulados, via solo.
A deposição seca das partículas nas plantas e nos solos é um processo muito mais lento
que a deposição úmida ou oculta, mas ela atua quase continuamente e afeta todas as superfícies
expostas.
As partículas menores, 0,2 a 2 µm, não são prontamente depositadas a seco e tendem a
viajar longas distâncias na atmosfera, até sua eventual deposição, possivelmente incorporada à
precipitação.
As partículas maiores, da ordem de > 5µm de diâmetro são depositadas a seco, por
sedimentação gravitacional e impactação inercial.
A deposição seca é geralmente significativa, e, em alguns casos, ela é a porção
predominante do total depositado no ecossistema (LOVETT, 1994).
31
O vegetal recebe deposição de poeiras secas, incrustação de carbono elementar, névoas de
graxa, camadas ácidas de piche e partículas secundárias heterogêneas formadas a partir de
precursores gasosos.
A deposição de partículas é um processo complexo, pouco caracterizado e controlado
primariamente pela estabilidade atmosférica, pelas micro e macro superfícies ásperas, pelo
diâmetro das partículas e pelas características das superfícies (HOSKER & LINDBERG, 1982).
Os poluentes gasosos podem ser dissolvidos nas gotas de água que estão suspensas no ar e
nas existentes nas nuvens. É difícil medir e prever a deposição de gotículas de nuvens e fog em
diversas partes dos vegetais e em outras superfícies.
Sabe-se que grandes concentrações de poluentes como o NO3-, SO4= e substâncias
orgânicas podem ser encontradas com maior freqüência em gotas menores do fog, do que em
gotas maiores.
A deposição de água das nuvens ácidas (chuva ácida) tem sido associada com o declínio
de florestas em áreas industrializadas do mundo (ANDERSON et al., 1999). As nuvens podem
conter grandes concentrações de ácidos e de outros íons dissolvidos, dependendo das trajetórias
realizadas anteriormente. Os quatro íons mais prevalecentes encontrados em amostras de água de
nuvens, em ordem decrescente de concentração foram sulfato, hidrogênio, amônio e nitrato. A
acidez da água das nuvens é tipicamente de 2 a 20 vezes mais ácida do que água da chuva. Isto
pode aumentar em mais de 50% a deposição de poluentes, e, conseqüentemente, a exposição
pelos vegetais em solos de locais mais elevados, quando comparados com a deposição pela chuva
e a deposição seca.
As injúrias às florestas têm sido atribuídas ao aumento da lixiviação de cátions e
aminoácidos, aumentando a deposição de nitrogênio e a toxicidade do alumínio, resultantes da
deposição ácida e do efeito combinado da precipitação ácida, fog ácido, oxidantes e metais
pesados (ANDERSON et al., 1999).
A deposição seca de PM é mais efetiva para partículas grosseiras, incluindo material
geológico primário e elementos como Fe e Mn. A deposição úmida é mais efetiva para partículas
finas de origem atmosférica (secundárias) e elementos como Cd, Cr, Pb, Ni e V (REISINGER,
1990).
A relativa magnitude dos diferentes modos de deposição varia com o tipo de deposição do
ecossistema, localização, elevação e carga química da atmosfera.
32
LINDBERG & LOVETT (1985) pesquisaram a deposição seca em folhas e superfícies
inertes das partes altas de árvores de florestas decídua. As taxas médias de deposição seca (µgmh ) nas folhas foram, respectivamente, de 48  11 para o SO4=; 5,7  1,6 para o NO3-; 15  2
2 -1
para o Ca2+ e 5,6  2,6 para o K+. A velocidade média de deposição nas superfícies inertes
variaram de 0,13  0,2 para o SO4= a 1,2  0,1 para o Ca2+. Os dados de distribuição da deposição
de material particulado nas superfícies das copas podem oferecer informações úteis dos processos
de deposição que auxiliarão na interpretação de medidas micrometereológicas.
LINDBERG et al. (1982) observaram que a razão entre o fluxo de deposição úmida e seca
sobre a vegetação variou de 0,1 para o Mn, 0,8 para o Pb, 3 a 4 para o Cd e Zn. As interações
entre as partículas de metais depositados nas superfície de folhas secas e a, subseqüente,
precipitação ácida pode resultar em concentrações consideravelmente elevada de metais nas
folhas, comparadas àquelas durante a chuva.
SMITH (1973) constatou que durante uma única estação de crescimento, a seiva do bordo
removeu, respectivamente, 820, 5800, 60 e 140 mg de Ni, Pb, Cd e Cr. Observou, também, que a
deposição era maior em áreas próximas às rodovias, comparadas com as áreas mais distantes.
A partição de compostos orgânicos entre as partículas atmosféricas e a correspondente
fase gasosa depende da temperatura ambiental, das propriedades dos compostos e da superfície
da partícula disponível para a sorção. Este processo tem influência decisiva no transporte,
deposição e degradação durante o tempo de permanência destes compostos na atmosfera.
As propriedades das partículas dependem de seu tamanho, que definem a distribuição das
partículas com as substâncias ligadas e a sua penetração no ecossistema via deposição seca e
úmida (KAUPP & McLACHLAN, 1999). Os autores observaram que as partículas grosseiras
contribuem, principalmente, para a deposição seca, enquanto que, ao contrário, a deposição
úmida de dibenzo p-dioxinas policloradas / dibenzofuranos (PCDD/Fs) e hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos (PAH) é dominada pelas partículas finas. Os compostos PCDD/Fs e PAH
foram associados com partículas de diâmetros < 1,35 µm.
4.2. Formação de aerossol secundário orgânico no ar
O SOA é um produto da oxidação atmosférica de gases orgânicos reativos (ROG). Os
ROGs são emitidos por muitas fontes antropogênicas e naturais, como a queima de combustíveis
fósseis e madeira, queima de biomassa, uso de solventes, emissões pelos vegetais e oceanos
33
(JACOBSON et al., 2000). Os ROGs atmosféricos comuns incluem os alcanos, alcenos,
aromáticos e fenóis.
A formação de aerossol secundário orgânico envolve duas etapas cruciais, primeiramente,
o precursor orgânico volátil ROGs tem que ser oxidado para formar o carbono orgânico semivolátil (SVOC). A distinção entre gases voláteis e semi-voláteis é arbitrária, usualmente as
espécies com pressão de saturação de vapor abaixo de determinados limites de pressão (por
exemplo, 10-1 ou 30 mmHg) são chamados semi-voláteis (TURPIN et al., 2000).
Subseqüentemente tem-se a partição dos compostos orgânicos semi-voláteis à fase aerossol.
Devido a estes dois processos (fases) há dois critérios para a formação substancial de aerossol: 1)
a oxidação dos precursores ROG tem que ser rápida, e 2) existência de suficiente SVOC com
baixa pressão de saturação de vapor. Se os gases precursores são oxidados muito lentamente ou
se os produtos de reação tiverem elevada pressão de vapor, não haverá formação de aerossol.
Portanto, a formação de aerossol pode ter "reatividade limitada" ou "volatilidade limitada"
(GROSJEAN & SEINFELD, 1989).
4.2.1.
Oxidação de ROGs
- Oxidação na fase gasosa
Como primeira condição para a produção substancial de aerossol, os precursores ROGs
têm que possuírem elevada reatividade para com as espécies mais oxidantes, presentes na
atmosfera. Existem o ozônio, o radical hidroxila (OH) que é produzido pela fotólise do ozônio
durante o dia e o radical nitrato (NO3), que é ativo durante a noite. A maior parte dos alifáticos
saturados (alcanos e cicloalcanos), alifáticos oxigenados (por exemplo, álcoois e ésteres) e
aromáticos não são muito reativos e somente vulneráveis ao ataque do radical OH, a espécie
oxidante mais agressiva. Somente ROGs que tenham uma dupla ligação são suficientemente
reativos para serem oxidados pelo ozônio e NO3. Os alcenos, cicloalcenos, dienos e ROGs
naturais como os terpenos e estireno podem reagir com todos as três espécies oxidantes (DUSEK,
2000.
A reatividade das principais classes de ROGs com as espécies oxidantes está resumida na
Tabela 04.
TABELA 04 - Reatividade de ROGs com espécies oxidantes no ar urbano.
Ozônio
Radical OH
Radical NO3
Processo de
remoção com
<10-23
Alcanos, cicloalcanos
Alifáticos oxigenados
Aromáticos
Alcenos, cicloalcenos,
outras olefinas
0,3 - 8 x 10-11
 2,2 x 10
-21
0,2 - 6 x 10
-11
 10-17
 1,4 x 10
34
OH
-16
OH
0,1 - 6 x 10
OH
 6 x 10
 10
-18
-15
-11
-17
-11
2 x 10
1,5 x 10
0,8
12 x 10 6 x 10
3 x 10
OH, O3, NO3
-21
-11
-17
Unidades: cm3 molécula -1 S-1 à 289o K
Fonte: DUSEK, 2000
Geralmente a oxidação de ROGs
produz compostos
oxigenados
simples e
multifuncionais, tais como os ácidos carboxílicos, ácidos dicarboxílicos, álcoois e carbonilas. A
adição de grupos funcionais faz com que as moléculas se tornem mais pesadas e polares, e isto
diminui a pressão de vapor do gás orgânico. A maioria dos aldeídos, éteres alcoólicos e ácidos
monocarboxílicos são muito voláteis para formarem partículas. Eles são, principalmente,
produtos intermediários de reações, que são, posteriormente, oxidados a espécies semi-voláteis
(PUN et al., 2000). Alguns destes produtos finais de oxidação têm pressão de vapor
suficientemente baixa para serem encontrados na fase particulada. Este produtos finais são,
geralmente, altamente oxidados (HOLES et al., 1997), e propõem-se em incluir ácidos
dicarboxílicos, polióis, aminoácidos e outros compostos multifuncionais (SAXENA &
HILDEMANN, 1996). Alguns destes compostos têm sido identificados no aerossol formado em
capelas de smog durante estudos experimentais (FORSTNER et al., 1997; HOLES et al., 1997),
assim como na atmosfera ambiental (BLANDO et al., 1998; LIMBECK ; PUXBAUM, 1999).
Os produtos de reação de precursores atmosféricos com baixo número de carbono
(alcanos C2-C7, alcenos C2-C6, isopreno e benzeno) são geralmente muito leves para terem baixa
pressão de vapor para a condensação. Estes precursores gasosos não são esperados como
contribuidores na formação de aerossol atmosférico. No presente, as vias de oxidação individuais
de ROGs que levam aos produtos de reação na fase de partículas são muito especulativas. A
principal razão é que somente uma fração dos produtos de reação, resultantes da oxidação de
cada precursor ROG pode ser identificado pela metodologia analítica disponível.
- oxidação na fase líquida
É possível que pelo menos parte das fases de oxidação de VOCs envolvidas na formação
de SOA ocorra nas gotículas de névoa ou fog. A produção da fase líquida de aerossol orgânico
secundário requererá os seguintes processos: a) dissolução de gases precursores voláteis solúveis
nas gotas de água e a subseqüente oxidação na fase líquida para formar substâncias orgânicas
semi-voláteis. A partir da evaporação das gotas, uma parcela do material semi-volátil pode
35
permanecer na fase de partículas. Este caminho alternativo de produção de SOA recebeu a
atenção recentemente na literatura (DUSEK, 2000).
Imediatamente após a emissão muitos dos gases precursores antropogênicos são
insolúveis na água, e eles se tornam mais hidrossolúveis após serem oxidados na fase gasosa.
Estes intermediários, produtos hidrossolúveis da oxidação de VOC poderão se dissolverem nas
gotículas de névoas ou fog, e fazerem parte da composição química da fase líquida. São, na
maioria das vezes, ácidos monocarboxílicos, aldeídos, álcoois, acetonas e peróxidos orgânicos.
Esta produção de VOCs hidrossolúveis, provavelmente, é alterada nos espaços intersticiais das
névoas e fog, porque estes espaços estão enriquecidos de agentes oxidantes. Os produtos
formados na fase de partículas, a partir dos processos que ocorrem nas névoas e fogs são,
provavelmente, ácidos carboxílicos (por exemplo, ácidos dicarboxílicos, oxo-ácidos), glioxal,
ésteres e compostos organossulfurados (BLANDO et al., 2000). A oxidação da fase líquida pode
ser uma possível via na produção de SOA, em razão de se encontrar freqüentemente na água de
névoas e fogs ácidos monocarboxílicos, aldeídos, álcoois (BLANDO et al., 2000; FACCHINI et
al., 1999).
4.2.2.
Partição gás/partícula de SVOCs
Uma vez que as espécies orgânicas semi-voláteis (SVOCs) são produzidas pela oxidação
de VOCs, elas formam partículas de aerossol orgânico secundário. Há vários possíveis
mecanismos através dos quais os gases orgânicos semi-voláteis são distribuídos entre as fases
gasosas e de partículas. Discutiremos a seguir, os mais importantes:
- Condensação
Condensação é o simples mecanismo de conversão gás à partícula, pois não envolve a
interação do gás condensado com a já existente fase aerossol. A quantidade de SVOC
particionada à fase aerossol depende somente das propriedades dos gases condensados.
As espécies de SVOC que não interagem com cada aerossol existente ou com outro
componente gasoso são condensadas pela nucleação homomolecular. Dois ou mais compostos
orgânicos podem, também, ser condensados por nucleação heteromolecular para formar uma
solução de múltiplos componentes (DUSEK, 2000).
Desde que muitos compostos orgânicos secundários são hidrossolúveis (SAXENA &
HILDEMANN, 1996), a nucleação binária de compostos orgânicos com vapor de água pode ser
possível, mas pouco é conhecido sobre este processo.
36
- Absorção e adsorção
A conversão de gás à partícula por absorção e adsorção envolve a interação de SVOC
com as partículas pré existentes de aerossol. Estes mecanismos de partição gás/partícula são mais
complicados que a condensação, pois eles dependem não somente das propriedades dos SVOCs
condensados, mas também, das propriedades das partículas que atuam como sítios de sorção. A
efetividade da partição de espécies semi-voláteis i à fase partícula pode ser expressa pelo
chamado coeficiente de partição Ki. Ele é definido como a razão entre a concentração de i na fase
aerossol (Cae,i) e a concentração de i na fase gás (Cg,i):
Ki= Cae,i / Cg,i
A adsorção é a partição do gás à superfície da partícula. Se as partículas inorgânicas estão
presentes na atmosfera, moléculas de gás podem fixarem-se às superfícies das partículas e poros.
Isto ocorre com concentrações de fase gasosa muito menores àquelas necessárias para a
condensação homomolecular. A adsorção transfere uma fração do vapor orgânico à fase de
partículas quando a fase gás está ainda saturada. O equilíbrio da adsorção é determinado por
interações Van der Waals, ou em alguns casos ácido-base, de moléculas adsorvidas pelas
superfícies das partículas (DUSEK, 2000).
Absorção é a partição do gás para o corpo da fase partícula. Se as partículas orgânicas
estão sempre presentes na atmosfera, por exemplo, material orgânico primário, os vapores
orgânicos podem se dissolver no aerossol orgânico pré-existentes (DUSEK, 2000).
Existem grandes evidências que a conversão gás à partícula na atmosfera do ambiente é
dominada pelos processos de sorção, em relação ao de condensação.
ODUM et al. (1996, 1997a,1997b) observaram em experimentos realizados em câmaras de
smog que o aerossol formado depende da concentração da massa do aerossol orgânico produzido.
Se a condensação é o principal processo de conversão gás à partícula nos experimentos, o
aerossol formado será independente da massa de aerossol na câmara.
É difícil determinar se a absorção ou a adsorção é o mecanismo de conversão gás à
partícula na atmosfera ambiental. Resultados sugerem que pelo menos no aerossol urbano, a
absorção é mais importante que a adsorção. ODUM et al. (1996) propuseram que a adsorção
somente desempenha um papel relevante, até que uma monocamada de material orgânico seja
formada no aerossol inorgânico adsorvido. Então, os vapores orgânicos podem começar a se
dissolverem na nova camada orgânica, recentemente formada, e o processo de sorção será
37
dominado pela absorção. A produção de aerossol será reduzida se a partição de SVOCs às
partículas de sulfato de amônio ocorrerem antes da partição ao aerossol orgânico (LIANG et al.,
1997). A razão para esta redução da produção de aerossol pode ser atribuída ao fato de que a
partição ao sulfato de amônio é causada pela adsorção, enquanto que a partição ao aerossol
orgânico é provocado pela absorção.
4.2.3.
Efeitos da umidade relativa e da temperatura na formação de SOA
A oxidação de ROGs é mais eficiente com o aumento de temperatura; mas o coeficiente
de partição, isto é, a fração de produtos de reação na fase aerossol, diminui com a elevação da
temperatura (DUSEK, 2000). Isto ocorre porque todo o processo de conversão gás à partícula
depende inversamente da pressão de vapor do SVOC considerado.
Conforme demonstrado por STRADER et al. (1999), na Figura 08, a linha tracejada
evidencia o aumento dos produtos de reação oxidados em função da temperatura. A linha
pontilhada evidencia a diminuição da fração dos produtos de reação que são encontrados na fase
particulada. A concentração total de SOA, observada nas linhas sólidas, alcança o máximo
quando a temperatura atinge cerca de 17ºC.
38
Figura 08 - Curvas típicas da definição de frações de partículas respiráveis, torácicas e inaváveis.
Fonte: The U.K. Department of the Environment, 1993
Existem evidências de que a mudança da umidade relativa pode alterar as vias de
oxidação da fase gasosa de ROGs. TOBIAS et al. (2000) encontraram diferentes produtos de
reação no aerossol formado por ozonólise do 1-tetradeceno em condições de baixa e de alta
umidade relativa. Pouco é conhecido sobre os efeitos da umidade relativa nas características
químicas da fase gasosa.
A adsorção de SVOCs nas superfícies de partículas sólidas diminui com o aumento da
umidade relativa, porque as moléculas orgânicas de gás têm que competirem com os mesmos
sítios de sorção e como conseqüência da elevação do número de moléculas de água. Somente
quando a umidade relativa é muito alta e o filme de água completa a cobertura é que a adsorção
de SVOCs pela superfície da partícula começa a se elevar (DUSEK, 2000).
Alterações da umidade relativa podem provocar efeitos drásticos na absorção de SVOCs
no ambiente do aerossol. Muitos dos ambientes que contêm aerossóis possuem substâncias
higroscópicas e formam gotículas de solução em condições de umidade relativa elevada.
39
O coeficiente de atividade para a dissolução de SVOC em aerossol orgânico seco pode
diferir substancialmente do coeficiente de atividade do mesmo SVOC na água (GOSS &
SCHWARZENBACH, 1998).
O coeficiente fracional de aerossol (FAC) é uma aproximação grosseira para parametrar o
potencial de formação de aerossóis. Ele sumariza os aspectos químicos da fase gás e a conversão
gás/partícula em uma constante e proporciona uma estimativa grosseira do percentual do
precursor VOC que se tornará aerossol.
Os FACs podem fornecer uma base que pode ser utilizada para se comparar potenciais de
formação de aerossóis a partir de diferentes gases precursores e fontes de VOC. Isto significa que
eles podem fornecer estimativas grosseiras se, sob condições ambientais idênticas, uma fonte de
emissão produzirá mais SOA por VOC emitido que outra (GROSJEAN & SEINFELD, 1989).
A Figura 09 apresenta valores de FAC selecionados para diferentes espécies de VOC. Os
compostos aromáticos têm potencial de formação de aerossóis relativamente elevados,
comparados aos compostos alifáticos. O o-xileno tem maior potencial de formação de aerossol
que o p- ou m-xileno (GROSJEAN & SEINFELD, 1989).
Figura 09 - Valores de FAC para VOCs
Fonte: GROSJEAN & SEINFELD, 1989
As emissões de diesel são supostas em conter elevadas frações de alcanos de elevado peso
molecular, o que elevaria os valores de FAC.
40
O potencial de formação de aerossol de gasolina por veículos com e sem catalisadores é
quase idêntica, o que leva à conclusão que a instalação de catalisadores nos veículos não
influencia a formação de SOAs produzidos pelos veículos que utilizam gasolina. A instalação de
catalisador, todavia, reduz consideravelmente a emissão de VOC não metanos, em favor de
metanos, que não formam aerossol (HEWITT, 1999).
Na Figura 10 observa-se a representação gráfica de valores de FAC para diferentes fontes
de VOC.
Figura 10 - Valores de FAC para fontes selecionadas de VOC
Fonte: Dusek, 2000
A formação de aerossol secundário orgânico contribui significativamente para a
concentração de massa de aerossóis. Tem sido estimado que em episódios de smog, como os de
Los Angeles (EUA), que a massa orgânica de aerossol de origem secundária corresponda a mais
de 70% do total. As elevadas concentrações de SOA em situações de ocorrência de smog em
centros urbanos sugerem que os SOAs não podem ser negligenciados como poluentes
atmosféricos (DUSEK, 2000).
A Figura 11 apresenta estimativas das mais importantes fontes de emissão que contribuem
para o total de SOA, e elas estão propostas para FAC mínimo e FAC máximo.
41
Figura 11 - Contribuição de setores de fontes individuais na emissão total de SOA
Fonte: DUSEK, 2000
Nota-se que os solventes utilizados na fabricação de tintas e nos processos de impressão
fazem com que estas fontes sejam consideradas importantes, como emissoras de precursores para
a formação de SOA (DUSEK, 2000).
Deve-se enfatizar que todas as medidas que possam reduzir os níveis de ozônio reduzirão
a produção de SOA, em razão da diminuição de produtos resultantes da fotólise do ozônio
(KANAKIDOU et al., 2000).
42
5. Exposição humana a material particulado e seus constituintes
5.1. Aspectos toxicocinéticos
O termo deposição na área da Toxicologia que estuda o processo de inalação se refere à
remoção das partículas inaladas e que estão presentes no ar inspirado.
A depuração ou "clearance" de material do trato respiratório se refere à remoção
subseqüente à deposição.
Considera-se que as partículas possam se depositar no trato respiratório por mecanismos
que são: impactação inercial, sedimentação, difusão, precipitação eletrostática e intercepção
(LIPPMANN et al., 1980).
A deposição de partículas inaladas no trato respiratório depende, principalmente, das vias
do trato e do tamanho aerodinâmico das partículas. Partículas grandes (> 10µm) são depositadas
preferencialmente na parte extratorácica (acima da laringe), e as partículas de 5-10 µm de
diâmetro aerodinâmico são depositadas nas grandes vias condutoras de ar. Partículas entre ~2,5
µm e 5 µm são depositadas nas menores vias condutoras de ar, nas proximidades dos
bronquíolos, durante a respiração nasal normal. Havendo respiração pela boca, as regiões de
deposição mudam significativamente, observando-se a redução da deposição extratorácica, com
mudanças nas deposições traqueobrônquica e pulmonar. A proporção de ar inalado pela
respiração bucal, em relação à nasal, aumenta com o exercício e com a fala (CAMNER &
BAKKE, 1980).
Durante a respiração bucal as partículas finas (< 2,5µm de diâmetro aerodinâmico) são
depositadas, primariamente, na região pulmonar. Entre cerca de 3 µm e 5 µm ocorrem
significativas deposições nas regiões pulmonares e traqueobrônquica; e as grandes partículas, de
cerca de 7 µm a 15 µm, a deposição torácica é predominantemente (WHO, 2000a).
A Figura 12 ilustra as frações de partículas respiráveis, torácicas e inaláveis. As partículas
que são menores que 10 µm de diâmetro aerodinâmico são referidas como sendo respiráveis.
43
Figura 12 - Curvas típicas da definição de frações de partículas respiráveis, torácicas e inaláveis.
Fonte: THE U.K. DEPARTMENT OF THE ENVIRONMENT, 1993
A deposição de partículas nos pulmões é influenciada pelas características das partículas,
anatomia do trato respiratório, volume tidal (volume respiratório normal, cerca de 500 mL) e via
respiratória (SCHLESINGER, 1985).
Entre as mais importantes características das partículas citamos o tamanho, forma, carga
elétrica, densidade e higroscopicidade. A deposição de partículas é influenciada, também, pelo
tamanho dos pulmões, ramificações secundárias da via respiratória, diâmetros e comprimentos
das vias, freqüência, profundidade e taxa de fluxo respiratório. O tamanho da partícula é,
geralmente, caracterizado pelo diâmetro aerodinâmico, ou seja, o diâmetro de uma partícula
esférica com densidade unitária e a mesma velocidade (SCHLESINGER, 1985). Como existem
grandes diferenças entre espécies, torna-se difícil fazer extrapolações de experimentos com
animais para os humanos. Existem diferenças entre as vias respiratórias, tanto de uma mesma
espécie, como entre espécies. Nos humanos parece que as diferenças existentes com relação às
vias respiratórias e os níveis de deposição total de partículas de vários diâmetros aerodinâmicos
44
são pequenas, mas nos ratos as diferenças poderão ser duas ou mais vezes (MARTONEN et al.,
1992). Nos humanos é maior a fração de partículas que penetra na região superior do trato
respiratório e se deposita nos pulmões, que nos ratos. Nos humanos a deposição total pulmonar
de partículas é cerca de 60% para as partículas com diâmetro aerodinâmico < 0,1 µm, e se eleva
para cerca de 80% para as partículas de 5 µm. A deposição de partículas de 1-3 µm tem sido
relatada como sendo de 20% para adultos em repouso, aumentando para 30 a 40% durante
exercícios, com valores menores, entre 10 e 20% para crianças com idade entre 5 e 15 anos
(BECQUIMIN et al., 1991).
Uma importante observação é que as partículas grandes (> 2 µm de diâmetro
aerodinâmico) não são depositadas uniformemente nas vias respiratórias, mas são depositadas
significativamente nas bifurcações das vias e diretamente em outras superfícies por onde passa a
corrente de fluxo de ar com elevada velocidade. Estudos indicam que as partículas menores que
penetram profundamente nos pulmões, tendem a se depositarem, preferencialmente, próximas às
bifurcações das vias.
A maior parte das partículas depositadas nos pulmões são removidas através de vários
mecanismo de depuração. As partículas insolúveis depositadas nas vias ciliadas são removidas,
geralmente, do trato respiratório pela atividade mucociliar nas 24-48 horas após a deposição
(SCHLESINGER, 1990).
A depuração de partículas depositadas na região alveolar pode ocorrer pela ação de
macrófagos alveolares ou por mecanismos alternativos. A captação pelos macrófagos de
partículas depositadas é rápida, porém, a remoção dos macrófagos dos pulmões leva algumas
semanas. A depuração de partículas insolúveis depositadas na região pulmonar tem meias-vidas
que levam semanas, meses ou mesmo anos. Dados experimentais evidenciaram, em ratos, que a
retenção de partículas insolúveis ultrafinas (diâmetro de cerca de 20 nm) é muito maior que para
partículas finas com diâmetro de cerca de 250 nm, possivelmente, em razão do melhor acesso
destas partículas ultrafinas ao interstício pulmonar (FERIN et al., 1992).
Os mecanismos de depuração podem ser afetados por toxicantes inalados, fazendo com
que a depuração ocorra por longos períodos, em razão da interferência de partículas inaladas ou
de co-poluentes como o ozônio.
45
As taxas de depuração obtidas com cães e humanos são comparáveis, enquanto que as
obtidas com ratos são muito mais rápidas, consequentemente a retenção nos humanos será por
mais tempo que nos ratos (SNIPES et al., 1989).
A deposição de partículas em animais de experimentação com obstrução mediana
induzida das vias respiratórias, assim como em humanos com função pulmonar diminuída, em
fumantes assintomáticos ou com bronquite leve, com espirometria normal, demonstrou estar
aumentada (KIM et al., 1989). Estas observações parecem colocar os indivíduos com obstruções
preexistentes sob risco aumentado, em relação aos efeitos adversos provocados pela inalação de
material particulado.
5.2. Aspectos toxicodinâmicos
Nos últimos anos pesquisadores têm procurado identificar mecanismos biológicos que
sejam plausíveis para explicar as associações observadas entre as exposições ambientais por
material particulado e os efeitos à saúde.
Ainda não está estabelecida a seqüência de eventos que ocorrem após a deposição de
partículas nas vias respiratórias.
Os eventos recentemente estudados estão relacionados à indução da inflamação sistêmica
e outras respostas vasculares; e às alterações do controle neural da função cardíaca. A figura 13
resume os caminhos pelos quais a deposição de partículas nas vias respiratórias pode induzir os
efeitos nas vias respiratórias e no organismo, como no sistema cardiovascular.
46
Figura 13 - Como o material particulado pode afetar as vias respiratórias e o sistema
cardiovascular (HRV = variabilidade da taxa cardíaca; ECG = eletrocardiograma).
Fonte: HEI Perspectives, 2002
5.2.1.
Respostas inflamatórias nas vias respiratórias
Estudos controlados de exposições humanas indicam que diferentes tipos de partículas
podem induzir uma resposta inflamatória na via respiratória, no sítio em que as partículas
primeiro se depositam (GHIO et al., 2000; SALVI et al., 1999; SALVI et al., 2000).
Foi observado a ocorrência do aumento do número de leucócitos, como também dos
níveis de citocinas e quemocinas, associadas à resposta inflamatória. Respostas à inflamação
47
alérgica incluem aumento da produção de imunoglobulina E (IgE), inflamação bronquial
eosinófila, hipersuscetibilidade das vias respiratórias e aumento de NO no ar exalado (USEPA,
2002).
Experimentos com animais e in vitro têm mostrado que metais e componentes orgânicos
do material particulado podem induzir citocinas inflamatórias e formação de cinocinas, como
resultado final de estresse oxidativo, via celular. Estas vias geram o que é conhecido como
espécies de oxigênio reativo (ROS), incluindo radicais livres, peróxido de hidrogênio e
superóxido (DONALDSON et al., 1997; NEL et al., 2001).
A indução da resposta inflamatória por material particulado na via respiratória pode
provocar danos não somente na camada de células epiteliais da superfície dos tecidos, mas
também, em outras células, como nos macrófagos. Verificou-se que expondo macrófagos às
partículas finas e ultrafinas obteve-se uma diminuição da capacidade fagocitária (RENWICK, A
et al., 2001).
As células nervosas das vias respiratórias podem contribuirem para a inflamação,
sintetizando neurotransmissores (BARNES, 2001). Nesta "inflamação neurogênica", os
neurotransmissores podem afetar muitos tipos de leucócitos nos pulmões, assim como, células
epiteliais e da musculatura lisa. As citocinas inflamatórias sintetizadas pelos leucócitos podem,
também, afetar as células nervosas.
Uma das possíveis conseqüências dos danos causados pelos materiais particulados nas
vias respiratórias é que o indivíduo pode se tornar mais suscetível às infecções respiratórias, uma
vez exposto aos vírus ou bactérias (GILMOUR et al., 2001). Uma segunda possível conseqüência
é a diminuição da função respiratória, em pessoas que tenham sofrido danos nas vias respiratórias
devido à asma ou à bronquite. Como resultado, o que se observa é que os sintomas da asma, por
exemplo, são exacerbados.
5.2.2.
Inflamação sistêmica e outras respostas vasculares
Estudos recentes têm sugerido que a exposição às partículas resultam em efeitos
inflamatórios sistêmicos após horas da exposição. Não está claro se a resposta sistêmica é
conseqüência da resposta inflamatória da via respiratória, devido ao fato de alguns estudos
evidenciarem pouca ou nenhuma resposta inflamatória após exposições aos materiais
particulados. Alguns estudos indicam que as partículas por si só, partículas ultrafinas em
48
particular, ou componentes que possam ser liberados ou dissolvidos das partículas, se moveriam
através da corrente sangüínea e alcançariam outros tecidos (NEMMAR et al., 2001; 2002).
O aumento do número de neutrófilos, após a exposição aos materiais particulados, tem
sido um marcador de inflamação sistêmica (GORDON et al., 1998; SALVI et al., 1999). O
aumento de produção pela medula óssea de neutrófilos imaturos tem sido, também, relatado
(TERASHIMA et al., 1997; SUWA et al., 2002). Estudos epidemiológicos tem descrito
associações entre exposição ao PM e outros fatores vasculares; inclusive, estudos de exposições
controladas relatam, também, sobre estes efeitos nos níveis de fatores vasculares (PETERS et al.,
1997; SALVI et al., 1999; SEATON et al., 1999; PEKKANEN et al., 2000; IBALD-MULLI et
al., 2001; SCHAWARTZ, 2001). Estes fatores incluem o fibrinogênio, viscosidade plasmática,
número de plaquetas, proteína c-reativa, níveis de endotelina e pressão sangüínea.
Alguns dos fatores mencionados, como o fibrinogênio, proteína c-reativa e pressão
sangüínea,
são
independentemente
associados
com
aumento
do
risco
de
doenças
cardiovasculares, que podem afetar a suscetibilidade aos efeitos agudos do material particulado.
As alterações de parâmetros vasculares que ocorrem após exposições ao material
particulado, sugerem que estas exposições podem provocar elevação dos níveis de fibrinogênio, e
em seguida aumentar a viscosidade plasmática e a habilidade do sangue coagular-se. Isto pode
resultar no aumento da tendência de formação de coágulos e trombos (agregação de plaquetas
e/ou outros componentes sangüíneos, causando obstrução vascular). Os efeitos destes fenômenos
nos indivíduos sadios não está claro, e é provável que a indução de coágulos e trombos em
pessoas com danos cardíacos ou no sistema vascular, possam ter conseqüências mais sérias.
Indivíduos com aterosclerose podem estar sob risco. A aterosclerose é caracterizada pelo
engrossamento e endurecimento das artérias, nas quais as placas (depósitos de colesterol e outras
gorduras, mais fibrinogênio, células inflamatórias e fatores) estreitam as artérias e diminuem o
fluxo de sangue arterial. Na aterosclerose as funções das células endoteliais, células que revestem
os vasos sangüíneos, são também prejudicadas. Tem-se como resultado a produção adicional de
mediadores que promovem a vasoconstrição, o estreitamento dos vasos sangüíneos. Se um
trombo se formar na superfície das placas, ou se ocorrer hemorragia nas placas, a artéria toda
poderá se tornar bloqueada. Se isto ocorrer na artéria coronariana, o suplemento de oxigênio para
o músculo cardíaco será diminuído. Nestas condições, a isquemia do miocárdio, pode levar a
danos cardíacos e arritmias, distúrbios do batimento rítmico do coração. As arritmias, como a
fibrilação ventricular, podem ter sérias conseqüências e potencialmente fatais, pois, elas podem
49
levar ao ataque cardíaco (infarto do miocárdio). Além das alterações vasculares que resultam em
arritmias, as arritmias podem ser desenvolvidas, também, como conseqüência de alterações no
controle neural da função cardíaca (HEI Perspectives, 2002).
Muitos estudos com humanos e com outras espécies associam exposições a PM com
alterações da função cardíaca, incluindo indução de arritmias e aumento da incidência de infarto
do miocárdio (WATKINSON et al., 1998; CAMPEN et al., 2000; PETERS et al., 2000;
CAMPEN et al., 2001; IBALDI-MULLI et al., 2001; PETERS et al., 2001).
Recentes estudos indicam que a exposição ao PM pode, também, afetar o controle neural
da função cardíaca. Eles indicam que a exposição ao PM pelos indivíduos idosos e por aqueles
que tenham doença cardíaca está associada com a diminuição da variabilidade da taxa cardíaca
(LIAO et al., 1999; POPE et al., 1999; GOLD et al., 2000). A variabilidade da taxa cardíaca
reflete o balanço entre dois mecanismos opostos do sistema nervoso autônomo de controle do
coração, os nervos simpático e parassimpático (a estimulação dos nervos simpáticos aumenta a
taxa cardíaca; a estimulação dos nervos parassimpáticos diminuem a taxa cardíaca). Ainda que a
redução da variabilidade da taxa cardíaca possa ser associada com o agravamento de doenças
cardíacas previamente existentes, a significância clínica em indivíduos saudáveis é desconhecida.
5.3. Efeitos à saúde
A avaliação dos efeitos à saúde provocados pelo material particulado é considerada um
desafio à ciência. As razões que determinam as dificuldades em se estabelecer esta variação estão
relacionadas ao amplo intervalo de tamanho e composição química dos aerossóis, mudanças nas
condições climáticas, localização e pelo fato de coexistirem com outros numerosos poluentes
atmosféricos. Estes problemas dificultam a avaliação da exposição e levam à incerteza de se
definir a fração da mistura que seja relevante para a saúde. Estudos epidemiológicos, baseados na
observação e análise estatística da relação entre a saúde da população e níveis de poluentes no ar
ambiental são as fontes primárias de informações concernentes aos impactos provocados à saúde
pelas partículas (WHO, 1999).
A figura 14 apresenta um resumo dos relevantes aspectos focalizados pelos estudos
epidemiológicos relacionando as partículas aerodispersas, a população e os efeitos provocados
em razão das exposições ambientais.
50
Figura 14 - Resumo dos relevantes aspectos focalizados pelos estudos epidemiológicos
relacionando as partículas aerodispersas, a população e os efeitos provocados em razão das
exposições ambientais.
Fonte: WHO, 1999
A reprodução de ambientes experimentais, fechados, para ambientes naturais é difícil e
limita a obtenção de informações sobre os efeitos em exposições controladas de humanos ou
animais.
É bem estabelecido que a penetração de partículas transportadas pelo ar no trato
respiratório depende do tamanho da partícula. A maior parte das partículas maiores de 10 µm de
diâmetro aerodinâmico, e 60-80% das partículas de 5-10 µm são retidas na região da nasofaringe.
A penetração profunda destas partículas depende das vias respiratórias (nasal/bucal), nível de
atividade e idade. As partículas ultrafinas penetram e se depositam nos pulmões por difusão. O
tempo de retenção de partículas insolúveis é longo para as partículas menores. A retenção de
partículas no sistema respiratório depende, também, das características do hospedeiro, como
doenças preexistentes da via respiratória, e não somente das propriedades físicas das partículas
(WHO, 1999; WORLD BANK GROUP, 1998).
51
Além disto, os efeitos estão relacionados à duração da exposição e à suscetibilidade
individual.
Associações entre efeitos adversos à saúde e exposições a material particulado têm sido
estabelecidas de forma mais acentuada em razão da repetibilidade destes estudos. A
plausibilidade biológica é reforçada pela observação de uma série de efeitos cardiopulmonares,
assim como pelo fato de que os efeitos não cardiopulmonares não serem, tipicamente, associados
com a poluição por material (PANYACOSIT, 2000).
Os estudos epidemiológicos são classificados em agudos e crônicos. Os estudos
epidemiológicos agudos se baseiam em alterações a curto prazo da poluição do ar, através do
tempo, como fonte de variabilidade da exposição, relacionando-a com as alterações verificadas
na saúde da população estudada, e que são associadas ao material particulado. Os estudos
crônicos utilizam dados observados em situações de poluição a longo prazo, geralmente por
períodos de um ano ou mais, e que tendem a ser, por natureza, de corte transversal
(PANYACOSIT, 2000).
É difícil estabelecer comparações dos resultados observados entre os países desenvolvidos
e os em desenvolvimento, em razão do menor número de estudos realizados nos países em
desenvolvimento, de diferenças no tipo de efeito estudado, das medições realizadas do material
particulado (TSP, PM10 ou PM2,5) e do tipo de estudo (agudo ou crônico).
5.3.1.
Efeitos agudos
A maioria dos estudos sobre os efeitos à saúde provocados por material particulado são
estudos de exposições agudas. Estes estudos englobam os de mortalidade prematura, tanto geral,
como específicos em relação à doença causadora, e associados com a exposição às partículas, e
os estudos de morbidade associados com a mesma exposição.
5.3.1.1.
Estudos de mortalidade
Os estudos de mortalidade mais comuns referem-se à mortalidade total, mortalidade
respiratória, mortalidade cardiovascular, mortalidade por doença pulmonar obstrutiva crônica e
doença cardiopulmonar.
Historicamente, a associação entre PM10 e mortalidade tem sido manifestada em muitos
episódios de poluição do ar, como aqueles que ocorreram na Bélgica (1930), Pensilvânia (1948),
52
Londres (1952), Nova York (1953) e Londres (1962), quando o número de mortes atribuídas à
poluição do ar foi, respectivamente, de 63, 20, 4.000, 200 e 700 (FIERRO, 2000).
Outros estudos de mortalidade que não são comumente pesquisados, mas que se revestem
de grande importância são os de mortalidade respiratória de crianças e mortalidade intrauterina
(PEREIRA et al., 1998; PANYACOSIT, 2000; THURSTON, 2000;).
Estudo de mortalidade diária associada à poluição, especificamente à PM10, foi realizado
por POPE et al. (1992) em no Vale deUtah (EUA), no período de abril de 1985 a dezembro de
1989. Uma fresadora de aço instalada no local era a principal fonte de material particulado,
destacando-se que as concentrações de O3, SO2 e NO2 eram baixas. As mortalidades total,
respiratória e cardiovascular foram relacionadas à concentração média de PM10 no 5º dia. As
concentrações médias nas 24 horas alcançaram níveis de até 365 µgm-3, sendo que as médias das
concentrações no 5º dia chegaram até 297 µgm-3, no período observado. A análise tabular e o
gráfico sugeriram que os efeitos sobre a mortalidade poderiam ser observados com níveis < 100
µgm-3. O aumento estimado de mortalidade diária total foi de 16% para cada elevação de 100
µgm-3 nos 5 dias. Quando se expressou pela média de PM10 nas 24 horas, o aumento da
mortalidade foi de 13% para a elevação de 100 µgm-3.
DOCKERY & BRUNEKREEF (1996) analisaram a mortalidade diária em Saint. Louis
(EUA), e em regiões próximas de Kingston, Harriman, TN. Durante o período de observação,
setembro de 1985 a agosto de 1986, a média dos níveis de PM10 nas 24 horas variou de 1 a 97
µgm-3 em Saint. Louis, e de 4 a 67 µgm-3 em Kingston/Harriman. Mesmo para estes baixos
níveis, a relação entre PM10 e mortalidade foi estatisticamente significativa em Saint. Louis. Em
Kingston/Harriman, o coeficiente estimado não foi significativo, mas de similar magnitude.
Componentes do ar poluído, como SO2, NO2 e O3, foram avaliados e nenhum deles foi
significativamente associado com a mortalidade. A relação foi maior com PM10 do que com
PM2,5, que foi por sua vez, superior à relação com sulfato, e este maior que a relação com o H+. O
efeito estimado na mortalidade total foi de um aumento de 16% para cada elevação de 100 µgm -3
nas concentrações médias de PM10 nas 24 horas do dia anterior, e uma elevação de 17-23% para
cada aumento de 100 µgm-3na concentração média de PM2,5 nas 24 horas, também do dia
anterior.
5.3.1.2. Estudos de morbidade
53
As significativas associações entre mortalidade aguda e poluição particulada provocaram
interesses em outros possíveis efeitos à saúde causados pela poluição do ar. Estudos conduzidos
na China, sob o ponto de vista de morbidade, evidenciaram associações entre níveis elevados de
matéria particulada e aumento diário de admissões hospitalares, visitas com finalidades não
cirúrgicas, elevando a associação de 1,5 a 2,0 vezes mais para as visitas hospitalares em áreas
especializadas da medicina, como as pediátricas e medicina interna (XU et al., 1995).
Estudos realizados em Bangkok por CHESTNUT et al. (1998) confirmaram as
associações entre admissões hospitalares diárias, admissões hospitalares com sintomas
respiratórios e cardiovasculares e material particulado.
Estudos conduzidos no Reino Unido por ATKINSON et al. (1999) evidenciaram
associações
entre
as
admissões
hospitalares
(emergências),
doenças
respiratórias
e
cardiovasculares, e com PM10. Outro estudo conduzido em Seattle (EUA), demonstrou existência
de associação entre aumento de visitas hospitalares de emergência por indivíduos asmáticos e
PM10 (SCHWARTZ et al., 1993).
O PM10 foi associado com o aumento de admissões hospitalares de idosos com doença
pulmonar obstrutiva crônica, asma, infecções na região inferior do trato respiratório, bronquite e
pneumonia (ATKINSON et al., 1999; BURNETT et al., 1997; SCHWARTZ, 1993).
BURNETT et al. (1999) observaram que aumentos de 10 µgm-3 de PM10 e PM2,5 eram
associados, respectivamente, com elevações de 1,9% e 3,3% nas admissões hospitalares por
problemas respiratórios e cardíacos. As associações foram maiores entre PM2,5 e doenças
cardíacas (DOCKERY et al., 1992; DOCKERY et al., 1993; BURNETT et al., 1999; LIAO et
al., 1999).
Um consenso preliminar entre muitos pesquisadores é que, em baixas concentrações, a
relação entre material particulado e efeitos à saúde é de natureza linear, enquanto que em níveis
mais elevados de PM10, aproximadamente acima de 200µgm-3, a relação se torna mais curvilínea,
com inclinação menos acentuada para aquelas concentrações que sejam mais elevadas (ROMIEU
et al., 1996).
A WHO não tem estabelecido guias para PM, porém, preferencialmente, tem
desenvolvido curvas exposição-resposta, com a finalidade de orientar decisões e elaborar
programas (Figuras 15, 16 e 17). As curvas mostram a relação entre o percentual de alguns
efeitos e concentrações de PM. O percentual de alteração está relacionado ao risco para os efeitos
54
à saúde (PANYACOSIT, 2000). As figuras podem ser usadas com cuidado para se fazer
estimativas de quantos indivíduos possam ser afetados, durante um pequeno período de tempo,
em razão do aumento dos níveis de PM, para uma população de tamanho definido e com
características de mortalidade e morbidade. Há necessidade de se tomar cuidados em razão de
variações haverem sido observadas em resultados obtidos por estudos associando alguns efeitos
(WHO, 2000a).
Figura 15 - Porcentagem de aumento da mortalidade diária em função da concentração de PM.
Fonte: WHO, 2000a
Figura 16 - Porcentagem de alterações de parâmetros relacionados à saúde
Fonte: WHO, 2000a
55
56
Figura 17 - Porcentual de alterações nas admissões hospitalares atribuídas ao PM10, PM2,5 e
sulfatos.
Fonte: WHO, 2000a
5.3.2.
Efeitos a longo prazo
Existem relativamente poucos estudos conduzidos com o objetivo de verificar os efeitos
causados à saúde humana, como resultado das exposições ao material particulado. Os estudos
encontraram robusta associação entre mortalidade e matéria particulada, e também, maiores
níveis de mortalidade em cidades com elevados níveis médios de material particulado
(DOCKERY et al., 1993; POPE et al., 1995).
DOCKERY et al. (1993) realizaram estudo com mais de 8.000 indivíduos adultos, em
cidades americanas, com variáveis níveis de poluição, por um período de 14 a 16 anos, entre
1974 e 1991. Uma relação significativa entre exposição às partículas finas e sobrevivência foi
encontrada, após ajuste pela idade, sexo, hábito de fumar, educação, exposição ocupacional e
índice de massa corpórea.
POPE et al. (1995) analisaram os dados obtidos em estudo conduzido pela American
Cancer Society desde 1980. Os dados foram obtidos em 151 áreas metropolitanas americanas,
durante 8 anos, com o acompanhamento de cerca de 500.000 indivíduos. Após ajuste para a
idade, sexo, raça, fumante passivo e ativo, exposição ocupacional, educação, índice de massa
corpórea e ingestão de álcool, foi observada uma significativa associação entre poluição do ar por
partículas finas e sobrevivência.
57
DOCKERY et al. (1993) relataram um ajuste na taxa de mortalidade de 1,26 para as
cidades mais poluídas, comparadas às menos poluídas. POPE et al. (1995) e DOCKERY et al.
(1993) relataram que uma elevação de 10 µgm-3, nas exposições a longo prazo para PM10, estava
associada com 4,2% de alteração na mortalidade anual levando-se em consideração todas as
causas. O que é mais surpreendente, com relação aos achados nestes estudos, é o fato de que eles
derivam muito mais estimativas de risco, do que os estudos diários de série temporal, em razão,
provavelmente, da inclusão de ambos os efeitos, os agudos e os crônicos. Os estudos de
exposições crônicas são, em geral, muito mais sujeitos a fatores de confundimento, tais como
situação sócio-econômica, hábito de fumar e outros que possam ser mais difíceis de serem
identificados.
Nos países em desenvolvimento, os pesquisadores têm procurado verificar a associação
entre material particulado e câncer, especialmente o câncer pulmonar, em exposições a longo
prazo aos produtos de combustão do carvão.
Na China, onde o uso do carvão é grande no preparo de alimentos e em aquecedores, a
incidência de câncer nos pulmões é elevada nos homens e nas mulheres. Isto é significativo,
levando-se em consideração que a prevalência de fumantes entre os homens, na época do estudo,
era cerca de 40%, e menos de 0,1% nas mulheres (MUMFORD et al., 1987).
LUO et al. (1996), ao conduzirem estudos com a população de Fuzhou (China),
verificaram que era significante como fator de risco, a utilização de fogões em ambientes
internos.
Verificou-se que a mortalidade, devido ao câncer pulmonar, era maior em casas de
regiões que utilizavam, principalmente, o tipo de carvão que emitia mais fumaça, em oposição
aos que usavam carvão que liberava pouca fumaça (MUMFORD et al., 1987).
A utilização de combustíveis de biomassa para cozinhar tem sido considerada como sendo
um possível fator de risco para o câncer da nasofaringe (SMITH, 1993; ZHANG & SMITH,
1996).
As emissões deste tipo apresentam compostos carcinogênicos, e neste sentido ZHANG &
SMITH (1996) ao analisarem emissões encontraram carcinógenos como o benzeno, 1,3butadieno, estireno e xileno.
A combinação combustível/fogão foi pesquisada por SMITH (1993), em Manila, tendo
encontrado 60 hidrocarbonetos emitidos pelos fogões.
5.3.3.
58
Efeitos em crianças
Evidências epidemiológicas indicam que atualmente, o material particulado e/ou
exposições ao sulfato estão associados com efeitos adversos à saúde de crianças (THURSTON,
2000). Entre os efeitos adversos observados em situações de contaminação ambiental,
envolvendo material particulado e/ou sulfato, destaca-se para:
a) Exposições a curto prazo
- redução da função pulmonar;
- aumento dos sintomas respiratórios em crianças asmáticas e não asmáticas;
- aumento do número de visitas médicas (pneumologistas);
- aumento do número de visitas (emergências) e admissões hospitalares;
- aumento da mortalidade, e
- especialmente, aumento da morbidade.
b) Exposições a longo prazo
- redução da função pulmonar;
- aumento dos sintomas respiratórios;
- aumento da mortalidade infantil;
- redução do crescimento intrauterino e,
- aumento do número de partos prematuros.
Muitos estudos apresentam resultados que se revestem de grande interesse, e evidenciam
que os riscos são mais elevados para os grupos de neonatos (< 1mes) e pós-neonatos (1-12
meses) (THURSTON, 2000).
Os fatores biológicos e físicos relacionados à exposição, e que aumentam os riscos para as
crianças expostas ao material particulado e sulfatos, incluem:
- alta concentração de PM nas exposições, resultantes da maior atividade das crianças;
- grandes doses de material particulado em razão da elevação das taxas de ventilação;
- grandes doses de partículas ultrafinas entre crianças de 14-18 anos de idade;
59
- aumento das doses de PM para crianças, calculadas por quilo de peso corpóreo e
superfície pulmonar;
- condições do sistema de defesa das crianças que estão em desenvolvimento e, portanto,
com menor atividade que o sistema dos adultos;
- elevada prevalência de crianças com asma, comparada a outros grupos de idade;
- elevado número de crianças são mais suscetíveis por razões de pobreza, do que outros
grupos etários, e
- as interações gás-partícula e partícula-alérgeno, potencialmente fazem com que os
padrões individuais de poluição não sejam totalmente protetores de populações suscetíveis, como
as crianças.
Estas razões recomendam por si só que os futuros estudos com material particulado
devam enfocar:
- o aperfeiçoamento quanto à identificação das características específicas do PM (por
exemplo, ultrafinas, acidez, composição elementar, etc), que possam contribuir nos estudos sobre
os efeitos provocados e na quantificação dos seus papéis quanto à toxicidade do PM considerado;
- investigações adicionais para verificar se as exposições agudas com duração inferior a
um dia (por exemplo, durante no máximo 1 hora diária), ou as longas exposições, com duração de
vários dias (por exemplo, médias de PM de 2 ou mais dias) têm importância para a saúde, e sejam
superiores àquelas obtidas através de medições de picos nas 24 horas;
- investigações adicionais sobre a interações partícula-gás e partícula-alérgeno;
- utilização de metodologias experimentais e epidemiológicas para a condução de
pesquisas sobre os efeitos a curto e a longo prazo às crianças, e, em especial, durante os primeiros
anos de vida.
BATES (1995) destacou que os estudos de poluição do ar estavam associados a uma
ampla variedade de efeitos sobre a saúde humana, principalmente de idosos e crianças.
Quando se analisa a tabela 05, observa-se que as crianças com idade inferior a 1 ano
(neonatal, 0-1 mês; pós-neonatal, 1-12 meses) experimentaram os maiores índices de mortalidade
que as crianças mais velhas ou adolescentes, durante o episódio histórico de Londres, em 1952.
TABELA 05 - Mortes registradas em Londres por grupos etários.
Semana anterior ao episódio
Semana após o episódio
<1m
16
28
1-12 m
12
26
Razão antes/depois do episódio
1,75
2,17
m = mês; a = ano
Fonte: BATES adap, 1995 in THURSTON, 2000.
1-14a
10
13
15-44a
61
99
45-64a
237
652
65-74a
254
717
+75a
335
949
1,3
1,62
2,75
2,82
2,83
60
Atualmente, ZANOBETTI et al.(2000), demonstraram que entre os adultos, aqueles com
infecções respiratórias anteriores ou concomitantes com os episódios de exposição são
especialmente afetados. Isto evidencia que este possa ser, também, um fator que coloca as
crianças sob grande risco de serem afetadas pela poluição do ar.
DELFINO et al.(1998), em estudo realizado na Califórnia (EUA), relataram aumento da
intensidade dos efeitos provocados por exposições a PM10, em períodos de 1 hora e 8 horas,
indicando serem estas medições melhores que aquelas verificadas para PM10, com média para as
24 horas. Ficou evidenciada a necessidade de padrões de PM aplicáveis em situações de
exposições agudas (picos), por períodos de poucas horas.
Ainda não são compreendidos os mecanismos através dos quais elevadas exposições a
PM, durante longos períodos, possam ser associados ao aumento de risco para o aparecimento de
sintomas respiratórios ou diminuição de função respiratória em crianças, porém, acredita-se que
sejam análogos aos efeitos cumulativos do hábito de fumar ou da fumaça ambiental do fumo
(passivo) no sistema respiratório humano (THURSTON, 2000).
Exposições a longo prazo ao PM, envolvendo crianças em idade escolar, e associações
com efeitos adversos no trato respiratório foram documentados, entre outros, por DOCKERY et
al. (1996), RAIZENNE et al.(1996) e PETERS et al. (1999a, 1999b).
Estudos indicam positivas e, freqüentemente, significativas associações entre exposições
aos materiais particulados e visitas médicas ou admissões hospitalares por crianças. Algumas das
associações entre PM e efeitos à saúde, não foram significativas quando foram incluídos no
modelo poluentes gasosos, como O3, SO2, NO2 e CO. Estes achados podem ser resultantes de
artefato estatístico de intercorrelação de poluentes, causando aumento do coeficiente do erro
padrão, assim como é possível sugerir que a mistura de co-poluentes, coletivamente, possa
desempenhar um papel sobre os efeitos do material particulado sobre as crianças (DELFINO et
al., 1997; MEDINA et al., 1997; SUNYER et. al., 1997; ANDERSON et. al., 1998; ATKINSON
et al., 1999; WONG et al., 1999).
61
NAUENBERG & BASU (1999) e GWYNN & THURSTON (2000) verificaram que os
efeitos provocados pela poluição do ar, em crianças, foram mais severos quando a pobreza era
associada à população estudada, indicando, portanto, que ela representa um fator de risco
adicional.
Pesquisadores demonstraram a associação existente entre a mortalidade infantil e as
exposições agudas ao material particulado. LOOMIS et al. (1999) relataram as associações para o
PM2,5 na Cidade do México, e CROPPER et al. (1997) às exposições por crianças em idade
escolar às TSP, em Nova Delhi (Índia).
BOBAK & LEON (1992) ao estudarem a mortalidade de neonatos e pós-neonatos na
República Checa, encontraram associação significativa entre a mortalidade do pós-neonato e
PM10, mesmo após considerar outros poluentes. A mortalidade respiratória pós-neonatal mostrou
associação, altamente significativa, para todos os poluentes, mas somente o PM10 permaneceu
significativo em regressões simultâneas.
5.3.4.
Efeitos à saúde (sulfatos)
As características das partículas responsáveis pelos efeitos à saúde associados ao material
particulado, ainda não são bem conhecidos. Todavia, as injúrias pulmonares têm sido postuladas
como sendo mediadas pelas partículas ultrafinas, agentes biológicos (por exemplo, endotoxinas),
aerossóis ácidos, fração orgânica do PM e pela geração de oxidantes catalisada por metais de
transição presentes nas partículas.
Enquanto significativas associações são, as vezes, relatadas entre partículas totais em
suspensão e efeitos à saúde, em grandes populações, os graus de associação em estudos
compararam vários índices (OZKAYNAK & THURSTON, 1987; DOCKERY et al., 1993;
THURSTON et al., 1994), como os seguintes:
TSP < PM10 < PM2,5 < SO4=
Cada índice medido é uma subsérie daquele a sua esquerda, significando que o SO4= ou
alguma da mistura estritamente associada a ela, seja um provável fator causal dos efeitos
relatados.
O íon sulfato por si só é um improvável fator causal, se ele estiver no estado neutralizado.
Ele está presente nos fluidos corpóreos em elevadas concentrações, e estudos com inalações
62
controladas em humanos e animais de laboratório, utilizando sais de sulfato em pH neutro ou
próximo do neutro, como o sulfato de amônio, mesmo em elevadas concentrações, não
produziram nenhum dos efeitos relatados em estudos epidemiológicos (SCHLESINGER, 1989;
SCHLESINGER et al., 1990). Estes estudos controlados demonstraram que os aerossóis contêm
ácidos fortes, como o ácido sulfúrico e, em menor quantidade, o bissulfato de amônio, que
produzem alterações funcionais e estruturais em indivíduos saudáveis, consistentes com aquelas
observadas em estudos epidemiológicos. A hipótese provável é que o H+ seja o fator causal,
responsável pelos efeitos à saúde, e que entre as medições de índices de MP, o SO4= seja o
melhor indicador de H+ (LIPPMANN & THURSTON, 1996).
BURNETT et al. (1994) relataram o número de emergências ou admissões diárias em
razão de problemas respiratórios, em hospitais de Ontário, durante 1983 a 1988, além dos níveis
de ozônio e sulfatos, nas vizinhanças de cada hospital. Os autores especificaram que o SO2 e o
NO2 fracamente se correlacionaram com o SO4=(r  0,3), indicando que estes poluentes,
provavelmente, seriam motivos de conclusões errôneas. Após ajustar os dados de admissões para
os modelos sazonais, efeitos em dias da semana e efeitos individuais, associações positivas e
estatisticamente significativas foram encontradas entre admissões hospitalares e, ozônio e sulfato,
no período de 0 a 3 dias anteriores.
Estudos sobre os efeitos de exposições crônicas ao H+ na saúde respiratória de crianças e
na função pulmonar são consistentes. Análises sobre as taxas de prevalência de bronquite,
relatadas por estudos em cidades, indicaram estarem mais associadas com as concentrações
médias de H+, do que com o PM (SPEIZER, 1989).
O possível mecanismo através do qual os sulfatos ácidos possam aumentar a toxicidade
do PM, estaria relacionado com interferências que possam alterar os efeitos de sais solúveis de
metais e de intermediários reativos do oxigênio. O PM e especialmente, os aerossóis de processos
de combustão, contêm metais de transição como o Fe, Cu, Ni, V e Co que são mais facilmente
solubilizados em pH baixo. Estes metais são capazes de catalisar a redução de um elétron do
oxigênio molecular, necessário para gerar espécies reativas de oxigênio (por exemplo, via reação
de Fenton, catalisada pelo Fe). Além do Fe, vários compostos de V têm demonstrado serem
capazes de elevarem os níveis de mRNA para citocinas selecionadas em células BAL e de
induzirem inflamação pulmonar (PIERCE et al., 1996).
63
A maioria das avaliações foram realizadas por estudos em que as partículas no ar foram
mensuradas como PM10. Atualmente, um número significativo de informações passam a ser
discutidas enfatizando os materiais particulados finos (PM2,5), e eles evidenciam que estas
partículas são melhores preditores de efeitos à saúde que o PM10. Evidencia-se que constituintes
de PM2,5, como os sulfatos e partículas fortemente ácidas são as vezes, melhores preditores que o
PM2,5(WHO, 2000c).
6. Avalição de riscos à saúde humana e ao meio ambiente
6.1. Saúde humana
6.1.1.
Exposição ambiental
Os aspectos que regulam a avaliação de risco na gestão da poluição do ar incluem as
considerações sobre a identificação dos efeitos provocados pelo poluente, o estabelecimento das
relações exposição-resposta, a avaliação da exposição e as características quantitativas do risco.
No caso do material particulado fino e ultrafino e dos compostos carcinogênicos, em que
não há o conhecimento sobre os limiares para que se observe os efeitos sobre a saúde, a seleção
de um padrão de qualidade do ar requer que o regulador determine um risco aceitável para a
população. (WHO, 2000a).
A unidade de risco é definida como o tempo de vida adicional para o risco de câncer em
uma população hipotética em que todos os indivíduos estão expostos continuamente, desde o
nascimento, ao longo de sua vida, a uma concentração de 1 µgm-3do agente presente no ar
respirado (WHO, 1987).
A aceitabilidade do risco e, portanto, dos padrões selecionados, depende da incidência
esperada e da severidade dos efeitos em potencial, além do tamanho da população de risco, da
percepção dos riscos relatados e do grau de incertezas científicas de que os efeitos ocorrerão em
um determinado nível específico de ar poluído. A aceitabilidade do risco pode variar de país para
país em razão das normas sociais, do grau de adversidade e percepção do risco pela população em
razão das influências de vários depositários.
Os efeitos à saúde humana têm sido pesquisados em estudos epidemiológicos de
exposições a longo e a curto prazo. Os primeiros estudos foram realizados em episódios de
elevada poluição, como, por exemplo, em Londres, 1952; e mais recentemente, são analisadas as
variações diárias dos níveis de poluição com as mudanças de indicadores de saúde, como a
64
incidência de sintomas, admissões hospitalares e mortalidade diária. A Tabela 06 ilustra um
trabalho de meta análise, sob a revisão da WHO (2000b), em que se determinou a magnitude da
associação de vários indicadores de saúde com as concentrações de PM10 e PM2,5. Alguns dos
indicadores apresentaram considerável variação na magnitude dos efeitos entre populações,
possivelmente refletindo a influência de características físicas ou químicas da mistura de
partículas, ou, ainda, à variação de suscetibilidade das populações.
TABELA 06 – Resumo de estimativas de riscos relativos para uso de broncodilatadores, tosse,
sintomas respiratórios nas vias inferiores, pico de fluxo respiratório, admissões hospitalares
(respiratórias), mortalidade diária, associadas com um aumento de concentração média diária de
10gm-3 de PM10 ou PM2,5.
Parâmetro
Risco Relativo (I.C 95%)
PM2,5
PM10
Uso de brancodilatador
1,0305 (1,0201-1,041)
Tosse
1,0356 (1,0197-1,0518)
Sintomas respiratórios (vias inferiores)
1,0324 (1,0185-1,0464)
Pico de fluxo respiratório
-13% (-17% - 0,09%)
Admissões hospitalares (resp.)
1,008 (1,0048-1,01112)
Mortalidade
1,015 (1,011-1,019)
1,0074 (1,0062-1,0086)
Fonte: WHO, 2000b.
Estudo conduzido em 24 cidades do Canadá e nos Estados Unidos com crianças em idade
escolar, indicaram um aumento na prevalência de sintomas de bronquite e níveis diminuídos da
função pulmonar, em crianças residentes em cidades como elevados níveis de PM10 e PM2,5,
sulfatos e partículas fortemente ácidas (H+). Estudo realizado na Suíça indicou que a função
pulmonar de adultos foi também relacionada aos níveis médios de PM10, a longo prazo, em
regiões residenciais. Um resumo destes estudos está apresentado na Tabela 07, compilado pela
WHO (2000b).
TABELA 7 - Resumo de efeitos estimados para exposições a longo prazo para PM (morbidade e
mortalidade), associados com aumentos de 10 g/m3 nas médias das concentrações anuais de
PM10 e PM2,5.
Parâmetro
Risco Relativo (C.I. 95%)
PM2,5
PM10
Mortalidade
1,14 (1,04; 1,24)
1,10 (1,03; 1,18)
Mortalidade
1,07 (1,04; 1,11)
na
Bronquite
1,34 (0,94; 1,99)
1,29 (0,96; 1,83)
% de alteração do FEV1
Função pulmonar (crianças) -1,93% (-3,1% -0,6%)
-1,2% (-2,7%; -0,1%)
Função pulmonar (adultos)
na
-1,0% n a
FEV1 = Volume expiratório forçado no 1º segundo de expiração
Fonte: WHO, 2000b.
65
Em Birmingham, Alabama (EUA), no período de 1985-1988, foi estudada a relação entre
PM10 e mortalidade diária (SCHWARTZ, 1993). A média de PM10 foi de 48 µgm-3 e o maior
valor nas 24 horas chegou a atingir 163 µgm-3. A mortalidade diária aumentou com a elevação
das concentrações de PM10. Os riscos relativos para doenças crônicas pulmonares e mortes por
problemas cardiovasculares foram tanto quanto elevados que para as mortes associadas a outras
causas. As relações permaneceram mesmo que os valores de PM10 > 150 µgm-3 fossem excluídos.
Não foram relatadas informações sobre outros agentes poluidores. O risco relativo para a
mortalidade total foi de um aumento de 11% para cada elevação de 100 µgm-3 na concentração de
PM10, obtida nos 3 dias anteriores. Os dados publicados não permitiram estimar o efeito expresso
para a concentração média nas 24 horas.
Nos países desenvolvidos, associações entre PM e mortalidade variaram de 0,5 % a 1,6 %
para cada aumento de 10 µgm-3 do PM10, com aumento médio de 1% (OSTRO et al., 1996).
No Brasil, a mortalidade intrauterina e a mortalidade respiratória, segundo observações de
PEREIRA et al. (1998) e de SALDIVA et al. (1994) não foram associadas unicamente ao PM. Os
resultados de SALDIVA et al. (1994) indicaram a possibilidade do NOx haver aumentado a
suscetibilidade às infecções respiratórias e à mortalidade respiratória da população exposta. Os
autores encontraram significativa associação entre mortalidade intruterina e todos os poluentes
juntos (PM10, NO2, SO2 e CO).
A tabela 08 mostra os riscos relativos associados com os aumentos de 10 µgm-3 para o
material particulado (PM10). Como os resultados indicam a maioria dos estudos demonstraram
elevação significativa da mortalidade com o aumento diário das concentrações de PM10, com uma
estimativa em comum de 1,0074 ou 0,74% de aumento (limite de confiança de 95% de 1,00621,0086), associados com os aumentos de 10 µgm-3 do PM10. O tempo em que estes efeitos foram
observados não foi o mesmo em todos os estudos, mas geralmente, estes efeitos eram associados
com a exposição no dia da morte, ou poucos dias até o evento. O teste de heterogeneidade (Q),
apenas alcançou significância estatística, com a maior estimativa em St. Louis e com a menor
estimativa em Colônia (Alemanha), sendo responsáveis por mais de 50% da heterogenidade.
TABELA 08 – Resumo de estudos que relacionam a mortalidade diária às flutuações diárias de
PM10, através do risco relativo para 10g/m3
Localização
Risco relativo
Limite de confiança: 95%
Utah Valley
1,015
1,009 - 1,021
St. Louis
1,015
0,999 - 1,029
Kingston Harriman
1,016
0,987 - 1,046
Birmingham
Los Angeles
Chicago
Amsterdam
Boston
Knoxville
St. Louis
Steubenville
Madison
Topeka
Santiago
Lyon
Cologne
Sao Paolo
Estimativa (reunida)
Teste de heterogeneidade (Q)
Valor P de Q
1,010
1,005
1,006
1,006
1,012
1,009
1,006
1,009
1,007
0,995
1,008
1,002
1,003
1,012
1,0074
29,04
0,01 < P < 0,025
66
1,002 - 1,018
1,000 - 1,010
1,001 - 1,010
0,999-1,014
1,007 - 1,017
1,001 - 1,018
1,001 - 1,010
1,001 - 1,016
0,996 - 1,107
0,980 - 1,009
1,006 - 1,010
0,994 - 1,010
1,000 - 1,006
1,007 - 1,017
1,0062 - 1,0086
Fonte: WHO, 2002c
Um estudo prospectivo sobre os efeitos à saúde provocados pela poluição atmosférica,
conduzido em seis diferentes comunidades americanas, levantou a questão se a massa de
partículas finas (PM2,5) é um melhor preditor de mortalidade que a massa particulada grosseira
(PM10) (SCHWARTZ et al., 1996). Os resultados indicaram que a mortalidade era fortemente
associada com PM2,5, e não com as partículas grosseiras. Em razão da alta correlação entre PM2,5
e PM10, a mortalidade foi também associada com PM10, e os resultados sugeriram que as
associações entre PM10 e mortalidade observadas em outros estudos, podem ser devidas aos
efeitos das partículas finas, e não das partículas grossas. A tabela 09 ilustra o resumo destas
análises, em que o risco relativo estimado para as seis cidades juntas foi de 1,015 (limite de
confiança 95% de 1,011-1,019) para cada aumento de 10 µm-3 de PM2,5.
TABELA 09 - Resumo das relações entre mortalidade total e flutuações diárias de PM2,5 e riscos
relativos estimados para 10g/m3
Localização
Risco Relativo
Limites de Confiança: 95%
Boston
1,022
1,015 - 1,029
Knoxville
1,014
1,002 - 1,026
St. Louis
1,011
1,004 - 1,017
Steubenville
1,01
0,999 - 1,021
Portage
1,012
0,997 - 1,028
Topeka
1,008
0,980 - 1,036
Fonte: WHO, 2000c
Os riscos de câncer são baseados nas potencialidades de ocorrência de câncer, e desta
forma, os compostos com maiores potencialidades tendem a dominar. Por isso, os riscos de
67
câncer pelo xileno e estireno foram negligentes, quando comparados com os do benzeno e 1,3butadieno. Os riscos de câncer que dependem da quantidade de emissões e tipo de combinação
combustível/fogão usados foram maiores para o 1,3-butadieno, seguidos pela combinação
benzeno e madeira, carvão e para os fogões à querozene (ZHANG & SMITH, 1996).
O radônio tem sido associado com a ocorrência de câncer, especialmente em
trabalhadores, e estudo conduzido por PERSHAGEN et al. (1994) demonstrou existir linearidade
entre o aumento de câncer pulmonar e elevação das exposições ao radônio (figura 18).
68
Figura 18 - Proporção de câncer pulmonar atribuída à exposição ao radônio
Fonte: WHO, 2000a
Uma vez estabelecida a unidade de risco para a ação carcinogênica do benzo (a) pireno,
como sendo de 8,7 x 10-2 e concentração média no ar de (1 – 10) x 10-3µgm-3, foi possível
calcular potências relativas de misturas ( Tabela 10) e unidades de risco (Tabela 11) para vários
hidrocarbonetos poliaromáticos (WHO, 2000a).
TABELA 10 - Potências relativas para algumas misturas.
Misturas
Potência relativa da mistura
Emissões de petróleo
0,736
Piche
0,145
Carvão (sem fumaça)
0,368
Carvão fumegante
1,026
Fumaça de madeira
0,759
Fonte: WHO, 2000a
TABELA 11 - Unidade de risco estimada para vários hidrocarbonetos policíclicos aromáticos.
Composto
Intervalo de potência relativa Unidade de Risco (mg/m3)
(comparada ao BaP)
Antantreno
0,28 - 0,32
(2,4 -2,8) x 10-2
Benz[a]antraceno
0,014 - 0,145
(1,2 - 13) x 10-4
Benzo[a]pireno
1
8,7 x 10-2
Benzo[b]fluoranteno
Benzo[j]fluoranteno
Benzo[k]fluoranteno
Criseno
Ciclopental[cd]pireno
Dibenzo[a,e]pireno
Dibenz[a,c]antraceno
Dibenz[a,h]antraceno
Dibenzo[a,l]pireno
Dibenzo[a,e]fluoranteno
Dibenzo[a,h]pireno
Dibenzo[a,i]pireno
Fluoranteno
Indeno[1,2,3, -cd]pireno
0,1 - 0,141
0,045 - 0,1
0,01 - 0,1
0,001 - 0,1
0,012 - 0,1
1
0,1
0,89 - 5
100
1
1 - 1.2
0,1
0,001 - 0,01
0,067 - 0,232
69
(0,87 - 1,2) x 10-2
(0,4 - 0,87) x 10-2
(8,7 -87) x 10-4
(8,7 - 870) x 10-5
(1 - 8,7) x 10-3
8,7 x 10-2
8,7 x 10-3
(7,7 - 43,5) x 10-2
8,7 x 10-0
8,7 x 10-2
(8,7 - 10,4) x 10-2
8,7 x 10-3
(8,7 - 87) x 10-5
(5,8 -20,2) x 10-3
BaP = Benzo[a]pireno
Fonte: WHO, 2000a
6.1.2.
Exposição Ocupacional
O material particulado para exercer efeitos sobre a saúde deve primeiramente ser
depositado na pele ou no trato respiratório. As partículas que penetram no sistema orgânico
devem passar por septos e por aproximadamente 16 bifurcações, antes de alcançar o espaço
morto dos bronquíolos e alvéolos, onde ocorrem as trocas gasosas (STANCEY, 1993).
Sob o ponto de vista toxicológico existem três importantes regiões de deposição de
material particulado:
- todo o trato respiratório, onde a fração inalável é depositada;
- os pulmões ou a região de troca gasosa, onde a fração respirável é depositada; e
- a região traqueobrônquica, onde a fração torácica é depositada.
O trabalhador, ao exercer, suas atividades profissionais, poderá ser exposto aos mais
variados tipos de material particulado, dependendo das características da fonte de exposição. Os
efeitos locais e/ou sistêmicos são relacionados à composição do material particulado.
SANTOS Jr. et al. (2002) classificaram o material particulado inalável associado com
riscos à saúde dos trabalhadores e descreveram ,sucintamente, as suas principais propriedades,
usos, exposição ocupacional e aspectos toxicológicos. A referida classificação contempla:
- alumínio e seus compostos;
70
- asbesto (actinolita);
- asbesto (amosita);
- asbesto (antofilita);
- asbesto (crisotila);
- asbessto (crocidolita);
- asbesto (tremolita);
- berílio metálico e seus compostos;
- carbeto de silício (carborundum);
- carvão mineral e outros materiais carbonáceos;
- cimento Portland;
- diatomita (terra de diatomácea);
- fibras sintéticas artificiais;
- fumos metálicos;
- grafite;
- granito, mármore e quatzito;
- hidrocarbonetos policíclicos aromátaicos;
- negro de fumo (carbon black);
- poeiras de alta densidade radiológica (bário);
- poeiras de alta densidade radiológica (estanho);
- poeiras de alta densidade radiológica (ferro);
- poeiras de alta densidade radiológica (titânio);
- poeiras orgânicas em atividades agrícolas ou agro-indústrias;
- poeiras orgânicas em atividades industriais;
- poeiras orgânicas no contato profissional com animais;
- poeiras orgânicas em edifícios e outros ambientes de trabalho com sistemas de ar
condicionado e de umidificação do ar;
71
- sílica (quartzo);
- sílicatos (caolim);
- silicatos (mica); e
- silicatos (talco).
STANCEY (1993) , diferentemente, classificou as poeiras baseando-se na combinação
das regiões em que elas se depositam nos pulmões e dos locais em que exercem os efeitos
prejudiciais à saúde do trabalhador. Apesar dos múltiplos efeitos que os agentes tóxicos possam
exercer, a classificação procura individualizá-los. A classificação baseia-se em três grupos
fundamentais:
- poeiras que têm efeitos toxicológicos localizados nos pulmões;
- poeiras que têm efeitos toxicológicos fora do trato respiratório; e
- poeiras com efeitos toxicológicos mínimos ou negligentes.
A American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH) propõe como
guia ou recomendação no controle dos riscos potenciais à saúde causados pelas substâncias
químicas os limites de exposição.
Devemos lembrar que eles não devem ser usados, entre outras situações, para a avaliação
ou controle de poluição atmosférica pela população.
Os TLVs (THRESHOLD LIMIT VALUE) para o material particulado sólido e líquido
são expressos em termos de particulado total, exceto nos casos em que se usam os termos
particulado respirável, torácico ou inalável.
O risco potencial para as partículas em suspensão no ambiente de trabalho depende do
tamanho da partícula, bem como da concentração de massa.
A ACGIH procura definir a fração do tamanho de cada substância que esteja associada ao
seu efeito sobre a saúde, e caracteriza a concentração de massa desta fração de tamanho, que
deveria representar o limite de exposição.
Os TLVs são estabelecidos por seleção de tamanho e estão classificados em três
modalidades:
72
1) TLVs para Massa de Particulado Inalável (MPI-TLVs), para aqueles materiais que
oferecem risco quando depositados em qualquer lugar do trato respiratório;
2) TLVs para Massa de Particulado de Penetração Torácica (MPT-TLVs), para aqueles
materiais que oferecem riscos quando depositados em qualquer lugar das vias aéreas dos pulmões
e na região de troca de gases;
3) TLVs para Massa de Particulado Respirável (MPR-TLVs) para aqueles materiais que
oferecem risco quando depositados na região de troca de gases.
As três frações de massa particulada são definidas quantitativamente por equações
(ACGIH, 2002); e as eficiências de coletas representativas de alguns tamanhos de partículas em
cada fração de massa podem ser observados nas Tabelas 12,13 e 14.
TABELA 12 - Inalável
Diâmetro Aerodinâmico da
Partícula (m)
0
1
2
5
10
20
30
40
50
100
Massa de Particulado Inalável
(MPI) (%)
100
97
94
87
77
65
58
54,5
52,5
50
Fonte - ACGIH, 2002
TABELA 13 – Torácica
Diâmetro Aerodinâmico da Partícula (m)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
Massa de Particulado de Penetração
Torácica (MPT) (%)
100
94
89
80,5
67
50
35
23
15
9,5
6
25
73
2
Fonte: ACGIH, 2002
TABELA 14 – Respirável
Diâmetro Aerodinâmico da Partícula (m)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
10
Massa de Particulado Respirável
(MPR) (%)
100
97
91
94
50
30
17
9
5
1
Fonte: ACGIH, 2002
Existem substâncias que ainda não foram definidos os seus efeitos tóxicos específicos, e
elas eram denominadas "partículas incômodas". Essas partículas não são biologicamente inertes,
e em altas concentrações, têm sido associadas à proteinose alveolar, ocasionalmente fatal. Em
baixas concentrações, elas podem inibir a eliminação de partículas tóxicas dos pulmões por
diminuírem a mobilidade dos macrófagos. A ACGIH recomenda o uso do termo "particulado não
classificado de outra maneira (PNOS)". Estes particulados devem ter menos de 1% de sílica livre
cristalizada e não devem conter asbesto. Para eles foram estabelecidos e incluídos na lista
principal de limites de exposição, TLV-TWA (Threshold Limit Value – Time Weighted Average)
de 10 mgm-3 para particulado inalável total e TLV-TWA de 3 mgm-3 para particulado respirável.
A tabela 15 apresenta uma relação de substâncias com os limites de exposição TLV-TWA
propostos pela ACGIH, assim como os valores TLV-STEL (Threshold Limit Value – Short-Term
Exposure Limit), anotações pertinentes e o(s) efeito(s) críticos(s) que justificaram o
estabelecimento dos limites.
TABELA 15 - Valores adotados pela ACGIH de TLV-TWA e STEL, notações e efeito(s)
crítico(s) baseados para definir o TLV.
SUBSTÂNCIA
Alcatrão de hulha, produtos voláteis
como aerossóis em benzeno
Algodão
Alumínio e compostos como Al
TWA
0,2 mg/m3
0,2 mg/m3 (g)
STEL
NOTAÇÕES
EFEITO(S)
CRÍTICO(S) (Base do TLV)
A1
Câncer
Pulmões; Bissinose
Poeiras metálicas
Poeiras pirofóricas
Fumos de solda
Alumina (Al2O3)
Amido
10 mg/m3
Irritação
3
5 mg/m
Pulmões
3
5 mg/m
B2
Irritação
10 mg/m3(E)
A4
Irritação
A4
Pulmões;
Dermatite
3
10 mg/m
Antimônio
Sb e compostos, como Sb
0,5 mg/m3
0,1f/cc3(F)
A1
Pulmões, Irritação;
Efeitos
cardiovasculares
Pneumoconiose;
Câncer pulmões
Asbestose; Câncer
0,5 mg/m3(I)
A4
Irritação
Sb2O3
Asbestos, todas as formas
Asfalto (betume), fumo, como aerossol
solúvel em benzeno
Bário, sulfato
Berílio e compostos como Be
Cálcio
carbonato
silicato, sintético
Caolim
A2
10 mg/m3
(0,002mg/m3)
(0,01 mg/m3)
A1
10 mg/m3(E)
Irritação
10 mg/m3(E)
3(E,R)
2 mg/m
3
Pneumoconiose
(baritose)
Câncer (pulmões);
Berilose
3
Irritação
A4
Pneumoconiose
A4
Irritação
Caprolactama, particulado
(1 mg/m )
Carvão, poeiras
antracito
0,4 mg/m3®
A4
Fibrose Pulmonar;
Função Pulmonar
betuminoso
0,9 mg/m3(R)
A4
Fibrose Pulmonar;
Função Pulmonar
Cimento Portland
10 mg/m3(E)
Irritação; Dermatite
Cobre
fumos
0,2 mg/m3
Irritação; GI; Febre
dos Fumos
Metálicos
1 mg/m3
Irritação; GI; Febre
dos Fumos
Metálicos
2 mg/m3
Estanhose
2 mg/m3
Estanhose
poeiras e névoas, como Cu
Estanho
metal
óxido e inorgânicos
Esteatite
3(E)
Pneumoconiose
3 (E,R)
Pneumoconiose
6 mg/m
3 mg/m
Farinhas, poeiras
(3 mg/m )
A4
3(I)
0,5 mg/m
Asma, Função
Pulmonar;
Bronquite
74
5 mg/m3
A4
Pneumoconiose
Fibras sintéticas vítreas
fibras de vidro (filamento contínuo)
fibras de vidro (filamento contínuo)
fibras de lã (vidro)
fibras de lã (rocha)
fibras de lã (escória)
fibras de vidro (finalidades especiais)
fibras de cerâmica refratária
1 f/cc(F)
5 mg/m3(I)
1 f/cc(F)
1 f/cc(F)
1 f/cc(F)
1 f/cc(F)
0,2 f/cc(F)
A4
A4
A3
A3
A3
A3
A2
Grafite (todas as formas, exceto fibras)
2 mg/m3(R)
Irritação
Irritação
Irritação; Pulmões
Fibrose Pulmonar;
Câncer
Pneumoconiose
Grãos, poeiras (cevada, aveia, trigo)
4 mg/m3(E)
Madeiras, poeiras
madeiras duras
(1 mg/m3)
madeiras mole
(5 mg/m3)
Ferro. Óxido, poeira e fumos
Irritação;
Branquite; Função
Pulmonar
A1
(10 mg/m3)
Câncer, Irritação;
Mucoestase;
Dermatite
Irritação;
Dermatite; Pulmão
Magnésio (fumos de óxido)
10 mg/m3
Magnesita
10 m/m3(E)
Mica
3 mg/m3(R)
Negro de fumo (carbon black)
3,5 mg/m3
A4
Pulmões
1,5 mg/m3(I)
A5
compostos insolúveis inorgânicos
0,2 mg/m3(I)
A1
Pneumoconiose;
Dermatite
Câncer; Pulmões,
subsulfetos
0,1 mg/m3(I)
A1
Níquel, como Ni
elementar
Particulados (insolúveis) não
especificados de outra maneira
Sílica, amorfa
terra diatomácea (não calcinada)
Irritação; Febre dos
fumos metálicos
Irritação;
Pneunoconiose
Pneunoconiose
Câncer; Pulmões;
(10 mg/m3(E,I))
(Pulmões)
(3 mg/m3(E,R))
(Pulmões)
10 mg/m3 (E,I)
Irritação;
pneunoconiose
3 mg/m3(E,R)
sílica precipitada e sílica gel
sílica, fumos
10 mg/m3
Irritação
3(R)
2 mg/m
Irritação; Febre
sílica, fundida
0,1 mg/m3(R)
Fibrose pulmonar
Sílica, cristalina
cristobalita
0,05 mg/m3(R)
Fibrose pulmonar;
Silicose
Fibrose pulmonar;
Silicose; Função
pulmonar; Câncer
quartzo
0,05 mg/m3(R)
A2
75
tridimita
0,05 mg/m3(R)
trípoli, como quartzo
0,1 mg/m3(R)
Silício, carbeto
Talco
fibras que não contenham asbesto
fibras que contenham asbesto
Titânio, dióxido
Vanádio, pentóxido, poeiras e fumos
Fibrose pulmonar;
Silicose
Fibrose pulmonar
(10 mg/m3(E))
(A4)
Pulmões
2 mg/m3(E,R)
usar TLV do
asbesto
10 mg/m3
A4
A1
Pulmões
Asbestose; Câncer
A4
Pulmões
A4
3(R)
0,05 mg/m
3
Vegetais, névoas de óleos
10 mg/m
Zinco, óxido
(fumos)
(5 mg/m3)
(poeiras)
(10 mg/m3)
76
Pulmões
(10 mg/m3)
(Pulmões; febre do
fumo metálico)
(Pulmões)
( ) = propostas de mudanças (ACGIH)
(E) = valor para material particulado que não contenha asbesto e < 1% de sílica cristalina
(F) = fibras respiráveis: comprimento > 5m; razão de aspecto  3,1
(G) = tipo de amostrador especificado pela ACGIH
(I) = fração inalável
(K) = não deverá exceder 2 mg/m3 de particulado respirável
(R) = fração respirável
A1 = confirmado carcinógeno em humanos
A2 = suspeita carcinógeno em humanos
A3 = confirmado carcinógeno em animais com relevância desconhecida aos humanos
A4 = não classificado como carcinógeno em humanos
A5 = não suspeito como carcinógeno em humanos
B2 = fumos de solda - particulado total (não especificado de outra maneira)
ACGIH = American Conference of Governmental Industrial Hygienists
TLV = Valores Limites de Exposição
TWA = Média ponderada no tempo de 8 horas
STEL = Limite de exposição de curta duração
Fonte: ACGIH adap, 2002
6.2. Meio Ambiente
6.2.1.
Vegetais
As partículas transferidas da atmosfera para as superfícies foliares, ramos ou córtex por
longos períodos, serão captadas pelas superfícies ou serão removidas das plantas e ressuspensas
na atmosfera, lavadas pela água das chuvas ou lançadas ao solo. Os efeitos exercidos serão físicos
ou químicos. Geralmente as partículas grossas exercem efeitos físicos, enquanto que as finas
efeitos físicos e químicos. Os efeitos provocados por partículas inertes podem resultar em
elevação da radiação recebida, aumento da temperatura da folha e bloqueio dos estômatos.
A formação de crostas reduz a fotossíntese e a produção de carboidratos, necessários ao
crescimento normal, induzem a queda prematura das folhas, inibe o crescimento de novos tecidos
e reduzem o armazenamento de amido. A poeira pode diminuir a fotossíntese, respiração e
transpiração, e facilitar a penetração de poluentes fitotóxicos, causando injúrias e diminuindo a
77
produtividade do vegetal. A permeabilidade das folhas à amônia se eleva com o aumento das
concentrações de poeira e diminuição do tamanho das partículas (FARMER, 1993).
A composição química do material particulado é que define o seu potencial de toxicidade,
produzindo injúrias nas plantas.
As poeiras de cimento, devido à hidratação, liberam hidróxido de cálcio, que pode
penetrar na epiderme e alcançar o mesófilo.
As partículas finas foram produzidas, geralmente, por condensação da fase de vapor e
pelas reações químicas de precursores gasosos existentes na atmosfera. Os precursores mais
comuns são os óxidos de nitrogênio e de enxofre, gases orgânicos voláteis, metais volatilizados e
condensados e produtos de combustão incompleta.
CAPE (1993) verificou experimentalmente, em mudas e árvores jovens, lesões visíveis,
em pH 3, após precipitação ácida. Efeitos significativos nas estruturas das folhas foram
observados em pH 3,5.
Os efeitos do SO2 isoladamente e em combinação com componentes do PM (Cd, Zn, Fe,
Cu, Pb, e Mn) obtidos em sacos de filtro, após captação do ar de uma fundição de zinco, foram
pesquisados por MARCHWINSKA & KUCHARKI (1987). Os efeitos combinados aumentaram
o efeito do SO2 em reduzir a produção de feijão, e, apesar de lesar as folhas, produziram pouco
efeito em cenouras e raízes de salsa, exceto nas exposições a longo prazo.
Os poluentes orgânicos persistentes são encontrados na biota de áreas remotas, o que
evidencia que estas substâncias são transportadas na atmosfera. A vegetação tem sido usada
como meio para caracterizar concentrações atmosféricas de poluentes lipofílicos. O acúmulo de
substâncias orgânicas lipofílicas da ordem de traços nas plantas é atribuída à captação da
atmosfera. A captação pelas raízes e translocação à planta é insignificante para substâncias com
coeficiente de partição superior a 3,0. As partes verdes dos vegetais são cobertas por uma camada
de cera, cuja função é proteger os vegetais de dessecação. Esta camada epicuticular de cera é
constituída por ésteres de longas cadeias, poliésteres e parafinas, que acumula compostos
lipofílicos (KYLLIN et al., 1994). Os autores constataram concentrações elevadas de PCBs
(bifenilas policloradas) em pinheiros da região central e norte da Europa (47 ngg-1 de cera),
comparados com outros sítios pesquisados (4-7 ngg-1 de cera).
ROGGE et al. (1993a) ao pesquisarem amostras de poeiras de rodovias e partículas
produzidas pelo desgaste de revestimentos de freios e fragmentos de pneus, identificaram mais de
78
100 compostos orgânicos, incluindo-se n-alcanos, ácidos n-alcanóicos, ácidos benzóicos,
benzaldeídos, éteres glicol polialquilenos, éteres, PAH, oxi-PAH, esteranos, hopanos, resinas
naturais e outras classes de compostos.
Mais de 80% da superfície da Terra é coberta por vegetação, que possui uma área que é de
6 a14 vezes a área da terra que ela cobre.
A cutícula dos vegetais, rica em lipídios, representa uma extensa área importante para o
ciclo global e distribuição de poluentes orgânicos persistentes (POPs). OCKENDEN et al. (1998)
verificaram que os coeficientes de partição planta/ar indicavam favorecer o acúmulo de PCBs na
vegetação em baixas temperaturas, e para os congêneres altamente clorados. Os autores
observaram, também, diferenças no acúmulo entre espécies, comparando H. physodes (maior
concentração), com P. sylvestris.
Os compostos orgânicos semi-voláteis (SOCs) podem se depositar nas plantas por
mecanismos que dependem das propriedades físicas e químicas dos compostos. Os mecanismos
de deposição básicos são três: deposição gasosa, deposição de partículas-ligadas (seca e úmida) e
deposição úmida de substâncias químicas dissolvidas; sendo esta última negligente para os SOCs,
em razão de suas características hidrofóbicas (MCLACHLAN, 1999). Segundo o autor, a
fugacidade de substâncias químicas persistentes, moderadamente hidrofóbica e moderadamente
não volátil, como as bifenilas policloradas permanece relativamente constante na cadeia
alimentar agrícola, e do ar aos produtos alimentícios animais. Os compostos são efetivamente
bioconcentrados nas plantas, e uma pequena biomagnificação ocorre nos bovinos.
ROGGE et al. (1994b) verificaram ao analisarem folhas de vegetais urbanos que nalcanos de elevado peso molecular (C27-C33), com uma predominância dos hidrocarbonetos com
número ímpar de carbonos, são adequados marcadores de deposição de material particulado da
atmosfera urbana. Verificaram, também, que as folhas verdes, assim como as mortas
apresentaram similares concentrações de n-alcanos. Foram identificados e quantificados
constituintes orgânicos, como n-alcanos, ácidos n-alcanóicos e n-alcenóicos, n-alcanóis, nalcanais, terpenóides e traços de PAH (hidrocarbonetos policíclicos aromáticos).
SIMONICH & HITES (1994) evidenciaram a importância da vegetação na remoção dos
HPAs atmosféricos. Segundo este estudo 48  18 % dos HPAs aerodispersos são transferidos da
atmosfera ao solo e, posteriormente, à vegetação.
79
As análises realizadas por LIKENS et al. (1996) sugerem que os ecossistemas das
florestas são muito mais suscetíveis à contínua introdução de ácidos fortes do que o esperado,
baseando-se unicamente nas tendências biogeoquímicas do enxofre.
A poluição pode diretamente exercer seus efeitos sobre as plantas e animais, causando
perdas da biodiversidade, pela destruição ou alteração dos habitats. A deposição ácida e a
poluição do ar causam o declínio de florestas, sedimentos e nutrientes matam organismos em
cursos d'água; e há indicações de que o estresse provocado pelos poluentes nas plantas, torna-as
mais suscetíveis a danos provocados por insetos e outros patógenos (NEBEL & WRIGHT, 1998).
Os sintomas de danos visíveis sobre as folhas de vegetais, atribuídos à poluição do ar,
podem ser considerados em três categorias gerais: colapso do tecido foliar, clorose ou outras
alterações da cor natural das folhas e alterações no crescimento e na produção de plantas
importantes para a agricultura e floricultura. (DERISIO, 1992).
6.2.2.
Materiais
Os metais sofrem corrosão na ausência de exposição aos poluentes, através de uma série
de interações físicas, químicas e biológicas, envolvendo a umidade, temperatura, oxigênio e
vários tipos de agentes biológicos. A exposição aos poluentes pode acelerar os processos de
corrosão, a partir de interações complexas com a superfície metálica e com o filme de corrosão
do metal.
A corrosão atmosférica da maioria dos metais, ocorre através do processo eletroquímico
de difusão controlada. Segundo HAYNIE (1980) para que a reação eletroquímica ocorra, deverá
existir uma força eletromotiva entre pontos, na superfície do metal; um mecanismo para a
transferência de carga entre os condutores eletrônicos; e uma via de condução entre o cátodo e o
ânodo dos centros de reação.
A taxa de corrosão é dependente, ainda, da taxa de deposição e da natureza do poluente,
da variabilidade das reações eletroquímicas da influência do filme de corrosão protetor do metal,
dos efeitos dos poluentes ligados com a quantidade de umidade presentes, da presença e
concentração de outros eletrólitos na superfície, e da orientação da superfície metálica (ZHANG
et al., 1993; PITCHFORD & MCMURRY, 1994).
80
BUTLIN et al. (1992) demonstraram que a corrosão do aço leve e do aço galvanizado era
dependente de SO2. Verificaram que a corrosão das amostras de aço eram mais dependentes da
concentração de SO2 a longo prazo, e que os óxidos de nitrogênio pouco afetavam o processo. Na
ausência de revestimentos metálicos ou de proteção orgânica o aço é suscetível à corrosão
quando exposto ao SO2. A corrosão da maioria dos metais ferrosos (ferro, aço e ligas de aço) é
aumentada com a elevação das exposições ao SO2 e com sua taxa de deposição.
Observou-se que o sulfato de cálcio foi formado em superfícies de pinturas através da
reação do cálcio das poeiras com o ácido sulfúrico existente na chuva ou no sereno. Os danos
durante o acabamento das pinturas são maiores a medida que haja aumento dos dias de exposição
(WOLFF et al., 1990).
A poluição atmosférica danifica os edifícios, monumentos e construções, ficando evidente
que as pedras de calcário, mármore e cimento carbonatado são os mais suscetíveis. Os danos dos
materiais inorgânicos ocorrem, inicialmente, com o desgaste da superfície, e têm como fatores
principais, a umidade e a presença de sais. Muitos pesquisadores acreditam que o mecanismo de
danos pela poluição do ar, envolve a formação de sais das reações com a pedra e, subseqüente,
dissolução destas superfícies pela umidade do ar e lavagem pela água da chuva.
NIELSEN (1979) relatou que o desgaste de edifícios porosos contendo cal é caracterizado
pelo acúmulo de sulfato de cálcio diidratado na região próxima das superfícies Acredita-se que o
efeito dos poluentes atmosféricos na taxa de desgaste seja controlado, predominantemente, pela
permeabilidade das pedras e pelo teor de umidade. A migração da umidade serve, primariamente,
como meio de transporte. O dióxido de enxofre, após ser sorbido, é translocado internamente,
enquanto é oxidado a sulfato. Os componentes de reação são lixiviados, sendo que os mais
solúveis vão para o interior e os menos solúveis à superfície, formando uma crosta na superfície.
SCHUSTER et al. (1994) determinaram a contribuição relativa das deposições úmida e
seca em acelerar os danos aos mármores. Estimaram que de 10 a 50% do cálcio lavado na
superfície do mármore, durante tempestades eram provenientes da dissolução da gipsita, formada
pela reação do SO2 durante os períodos de seca.
Pesquisadores expuseram amostras de mármore de Carrara e Georgia por períodos de 6,
12 ou 20 meses, sob condições normais atmosféricas. Protegidos pela chuva, os pesquisadores
relataram que o SO2 é mais reativo com o cálcio do mármore, sob condições de elevado NO2. O
81
mármore de Carrara era mais reativo ao SO2, que o da Georgia, possivelmente em razão da maior
compactividade do mármore da Georgia (YERRAPRAGADA et. al., 1994).
Segundo SABBIONI et al. (1996) a mais freqüente alteração sofrida pelos materiais
calcáreos utilizados na construção de edifícios é a sulfatação, que provoca a formação de crostas
pretas. As crostas pretas são áreas de acumulação de produtos de reações químicas entre as
pedras e a deposição atmosférica. As partículas carbonáceas emitidas durante a combustão de
matéria fóssil (petróleo e carvão) têm sido encontradas nas superfícies das pedras que apresentam
as camadas escuras de deposição, juntamente com dois componentes básicos das pátinas, a
gipsita e a calcita residual e/ou reprecipitada. As partículas carbonáceas desempenham um
importante papel no processo de deterioração, e são consideradas responsáveis pelo
escurecimento da pátina, afetando a aparência dos monumentos. Sugere-se, inclusive, que as
partículas carbonáceas catalisam o processo de oxidação do SO2 nas superfícies das pedras.
Amostras de pedras e argamassas, características de construções antigas e modernas,
foram expostas em Milão (Itália) e Ancona, por períodos de 6, 12 e 24 meses. Após as
exposições, observou-se que a sulfatação também ocorria nas argamassas, produzindo um
composto intermediário, o sulfito de cálcio. Nas amostras expostas em Milão foram encontrados
sulfato e sulfito, nitrato e nitrito, típicos de deposição atmosférica urbana, em elevadas
quantidades, enquanto que o cloreto, típico nas regiões vizinhas ao mar, foi encontrado nas
amostras expostas em Ancona (Itália) (ZAPPIA et al., 1998).
6.2.3.
Visibilidade e radiação solar
A visibilidade está associada à transparência da atmosfera à luz visível, à sua claridade e à
fidelidade da cor da atmosfera. A visibilidade pode estar alterada, e esta alteração é perceptível
pela visão humana. Os danos à visibilidade podem ser atribuídos a uma simples fonte de emissão
ou a pequeno grupo de fontes; ou ainda, a muitas fontes situadas em ampla região geográfica.
As alterações na visibilidade são associadas à presença de partículas em suspensão no ar,
incluindo partículas de 0,1 a 1,0 µm de tamanho, aerossóis químicos e umidade relativa. As
partículas aumentam de tamanho e volume, com o aumento da umidade relativa, em razão da
capacidade das partículas em absorverem água.
82
Os danos na visibilidade estão associados, principalmente, com aerossóis de sulfato,
partículas de nitrato, aerossóis orgânicos, fuligem, poeiras em suspensão e carbono orgânico
(USEPA, 1966).
O efeito do material particulado sobre a radiação solar provoca uma elevação da
quantidade de radiação absorvida, difusa através do espaço e sujeita a outros efeitos óticos
(KONDRATIEV, 1969).
A radiação de ondas curtas é consideravelmente modificada quando atravessa a atmosfera
poluída, sendo reduzida de 10 a 20% em cidades industrializadas e de 2 a 10% em cidades em
que a poluição fotoquímica atmosférica é devido, principalmente, às emissões veiculares. A
redução depende da variação sazonal das concentrações dos poluentes e da inclinação do sol
(OKE, 1987).
Os poluentes filtram, preferencialmente, as ondas curtas; e da região do UV de 40 a 90%
são perdidos por absorção e difusão na atmosfera, reduzindo o processo de fotossíntese dos
vegetais, a produção de vitamina D e ácido tânico (OKE, 1987).
PRÉNDEZ et al. (1995) verificaram que existe uma relação entre partículas totais em
suspensão e radiação solar em sítios urbanos, mas não em áreas suburbanas, mesmo considerando
os valores médios mensais. A radiação efetivamente diminui com o aumento da poluição,
especialmente do material particulado.
6.3. Acidentes relatados
Episódios alarmantes que refletiam as condições comprometidas do ar, produzindo
conseqüências danosas para a vida da população, chamaram a atenção de cidadãos comuns e de
pesquisadores especializados na área do meio ambiente.
No Vale de Meuse (Bélgica), em 1930, ocorreu 60 mortes, após a região experimentar
alterações climáticas que motivaram a permanência de poluentes na atmosfera, após serem
emitidos, principalmente, por indústrias metalúrgicas, de cerâmica, vidro, cimento e produção de
ácido sulfúrico (EIH, 2002).
Em 1948, na cidade de Donora (Pensilvânia, EUA), um episódio de inversão térmica
impediu que os poluentes emitidos pelas indústrias locais fossem dispersados, e como
conseqüência dos elevados níveis dos contaminantes, verificou-se a ocorrência de 20 mortes.
(SHRENK et al., 1949).
83
Caso semelhante de inversão térmica deu-se em Londres (Inglaterra), em 1952. O
episódio permitiu que poluentes industriais e domésticos, principalmente de aquecedores,
ficassem retidos durante três dias, sobre a cidade. A população na época, que era de 8,25 milhões
de habitantes, apresentou um aumento de mortalidade, com a ocorrência de 3.500-4.000 mortes.
As concentrações de negro de fumo excederam 1.600 µg.m-3, e de dióxido de enxofre, 700 ppb
(WHO, 1992). As experiências anteriores, nos episódios de Meuse e de Donora, como eram
ocorrências em cidades menores e com um número de mortes inferior, foram pouco úteis na
época, com o que havia ocorrido em grande escala em Londres (1952).
O Environmental Institute of Houston (2002) da University of Houston-Clear Lake faz
menção a vários outros episódios com ocorrência de mortes associadas à poluição. Entre eles
mencionamos aqueles associadas ao smog ou inversão térmica:
- Londres (1950), com 1.000 mortes;
- Poza Rica, México (1950), com 20 mortes;
- Londres (1955), com 1.000 acima do normal;
- Nova Iorque (1963), inversão, com 405 mortes; e
- Nova Iorque (1966), inversão, com 168 mortes.
6.4. Estudos realizados no Brasil
No final da década de oitenta, BÖHM et al. (1989), realizaram pesquisas com o objetivo
de verificarem os efeitos biológicos provocados pela poluição do ar, nas cidades de São Paulo e
Cubatão (SP), utilizando os ratos como indicadores biológicos .Os ratos foram expostos por um
período de 6 meses em Cubatão (n = 10) e São Paulo (n = 9), tendo como controle grupo de ratos
expostos em Ubatuba (n = 10), considerada uma cidade sem as características de poluição como
São Paulo e Cubatão. A poluição de São Paulo era causada por diferentes fontes, sendo as
principais as indústrias e os veículos automotores; enquanto que em Cubatão as indústrias eram
as principais fontes de emissão. Em Cubatão a poluição era, principalmente, representada por
material particulado, e que variou de maneira menos acentuado que em São Paulo, durante o
período de 6 meses de pesquisa.
84
Os animais de Cubatão apresentaram lesões nas vias aéreas superiores e distal, enquanto
que os ratos expostos em São Paulo mostraram alterações nas vias aéreas superiores, com maior
intensidade que as observações realizadas em Cubatão.
As lesões nas vias aéreas superiores, hiperplasias epiteliais e hipersecreção de muco pelos
ratos de São Paulo, sugeriram a presença de poluentes altamente solúveis e com penetração
profunda.
SALDIVA et al. (1992) realizaram pesquisa complementar, utilizando um maior número
de ratos e verificando com maiores detalhes as alterações estruturais e funcionais verificadas
anteriormente. Os ratos foram submetidos à exposição ambiental, por 6 meses, em São Paulo (n =
69) e em Atibaia (n = 56), que em razão das condições ambientais, foi considerada controle. Os
níveis médios e desvios–padrões dos poluentes O3, CO, SO2 e particulados, durante os 6 meses
estão apresentados na tabela 16.
TABELA 16 - Níveis médios e desvios padrões de poluentes atmosféricos em São Paulo durante
período de exposição de 6 meses.
CO
O3
SO2
particulados
Média
Desvio padrão
(ppm)
(ppb)
(µgm-3)
(µgm-3)
1,25
0,295
11,08
2,65
29,05
5,43
35,18
6,02
Fonte: SALDIVA et al., 1992
Os ratos expostos desenvolveram hiperplasia celular secretória nas vias respiratórias, com
alterações ultraestruturais ciliares e muco mais rígido, mudanças estas que provocaram prejuízos
na depuração mucociliar. Foi constatado, também, uma maior resistência nasal e presença de
células inflamatórias, nos ratos expostos.
Os autores concluíram que os resultados observados sugeriram que as condições de saúde
da população residente naquele ambiente, principalmente as pessoas em condições sócioeconômicas desfavoráveis, poderiam ser afetadas, elevando a morbidade e, talvez, a mortalidade
por doenças respiratórias.
Extratos orgânicos de amostras que apresentaram níveis mais elevados de partículas totais
em suspensão, coletadas nas cidades de São Paulo e Cubatão foram utilizados em testes de
mutagenicidade, empregando-se S. typhimurium TA 98 e TA100. A mutagenicidade foi detectada
nas amostras coletadas em São Paulo, e em grau superior, às amostras coletadas em Cubatão. Foi
observado, também, variação sazonal, com níveis mais elevados em São Paulo, na primavera, e
85
no verão em Cubatão. A resposta mutagênica foi maior no período de junho a novembro. A área
industrial de Cubatão tinha como maiores fontes de partículas totais em suspensão, sulfato de
amônio, cimento e poeiras de rua, enquanto que em São Paulo, a poluição era influenciada,
principalmente, pelas emissões veiculares (SATO et al., 1995).
Em cidades e regiões poluídas é fundamental a identificação de áreas e grupos
populacionais mais vulneráveis à poluição ambiental. Acrescenta-se a necessidade de se estudar a
dispersão atmosférica dos poluentes e a distribuição da população segundo diferentes padrões de
condições materiais de vida (PEITER & TOBAR, 1998).
As emissões antropogênicas representam significativas fontes de poluição, principalmente
em áreas vizinhas a estas atividades. QUITERIO et al. (2001) com o objetivo de avaliar o grau de
contaminação do ambiente, determinaram os níveis de chumbo, utilizando como indicadores a
poeira doméstica e o ar atmosférico, em região próxima a uma empresa reformadora de baterias,
situada na zona norte da cidade de Rio de Janeiro (RJ). Na área externa à empresa, amostras
foram coletadas em seis pontos localizados em aproximadamente 25 e 500 metros da
reformadora. O limite para Pb no ar de 1,4 µgm-3 foi excedido em 50% das amostras coletadas,
variando de 0,03 a 183,3 µgm-3. As coletas nas dependências internas e externas das residências
foram realizadas em seis pontos de quatorze residências, localizadas a, aproximadamente, 25 e
500 metros da reformadora. O limite de 1.500 µgm-2 foi excedido em 44% das amostras, com
valores de 2,2 a 54338,9 µgm-2.
Estudos associando poluição do ar e mortalidade devido às doenças respiratórias em
crianças, com idade inferior a 5 anos, no de período de maio de 1990 a abril de 1991, foram
realizados em São Paulo por SALDIVA et al. (1994). A concentração média e desvio padrão de
PM10 (µgm-3), no período pesquisado, obtidos através de registros realizados pela CETESB (SP)
foram, respectivamente, de 82,38 e 38,82. Os autores observaram que os poluentes do ar (CO,
NOx, O3, SO2 e PM10) apresentaram, com exceção ao O3, significativo grau de interdependência.
Entretanto, a associação entre poluente e mortalidade respiratória foi constatada, apenas, para o
NOx (P = 0,025). As fontes de poluição de São Paulo têm nas emissões veiculares a principal
origem, e de acordo com a CESTEB (1991), 73% do SO2 e 89% do NOx eram liberados pelos
veículos. O NOx está presente nas emissões dos motores a diesel, etanol e gasolina, enquanto que
o SO2 não é detectado nas emissões de motores a álcool.
86
No mesmo período do estudo anterior, SALDIVA et al. (1995) pesquisaram a relação
entre mortalidade diária de idosos (> 65 anos) e poluição atmosférica na área metropolitana de
São Paulo. A concentração média e desvio padrão de PM10 durante o período de estudo foram de
82  38,8 µgm-3. Observou-se uma associação significativa entre mortalidade diária e partículas
inaláveis. Apesar do inverno ser considerado um prognosticador de mortalidade, a associação de
mortalidade com PM10 sugeriu não ter o inverno como fator de interferência. Além do mais, a
associação foi observada em todas as estações do ano, e maior no verão. Destaca-se que a
associação entre mortalidade e poluição foi verificada, também, para os poluentes NO x, SO2 e
CO.
Na cidade de São Paulo, desenvolveu-se estudo com o objetivo de estabelecer possível
associação entre poluição do ar e mortalidade intrauterina. Verificou-se uma forte associação
entre o poluente NO2 (p < 0,01), e menor para o SO2 e CO, e não significativas ao PM10 e O3. A
partir de índice que combinava os três poluentes (NO2, SO2 e CO) constatou-se que a associação
era significativa (p < 0,01).Os autores concluíram que se a associação fosse verdadeira, os fetos
com risco iminente de morte poderiam representar alvos preferenciais às injúrias dos poluentes
do ar, especialmente se fosse considerado o pequeno intervalo de tempo entre o aumento da
poluição e a morte, não mais de 5 dias (PEREIRA et al., 1998).
No período de maio de 1991 a abril de 1993, o Instituto da Criança da Universidade de
São Paulo, recebeu no serviço de emergência cerca de 180 casos diários, sendo 30%
representados por doenças respiratórias. Os pesquisadores (LIN et al., 1999) classificaram as
visitas hospitalares, classificando-as em três categorias: doença respiratória das vias aéreas
superiores, doença respiratória das vias inferiores e aquelas com características de respiração
asmática (chiado). A partir de registros diários das concentrações dos poluentes do ar, compilados
pela CETESB (Companhia Estadual de Tecnologia e Saneamento Básico, São Paulo) para o NO2,
SO2, CO, O3 e PM10, além de informações referentes à umidade e à temperatura, os autores
procuraram associar as observações clínicas com os parâmetros ambientais. Após estudos
detalhados observou-se significativa associação entre aumento das visitas de emergência por
problemas respiratórios e poluição do ar. A associação mais robusta verificou-se com PM10 e a
menor com o O3. Os autores concluíram que haviam indicações que algumas doenças
respiratórias poderiam ser induzidas ou exarcebadas pela poluição do ar.
O número de atendimentos de idosos (> 65 anos), entre 1º de maio de 1996 e 30 de
setembro de 1998, motivado pela pneumonia e gripe dos pacientes, se correlacionou positiva e
87
significativamente com o SO2, CO e PM10, sendo que o PM10 foi o parâmetro mais fortemente
correlacionado aos demais (MARTINS et al., 2002).
Estudo de avaliação de partículas totais em suspensão e metais (Cd, Co, Cu, Pb, Ni, Mn,
Cr, Fe e Mg) foi realizado no período de maio de 1997 a maio de 1998, nos municípios de
Charqueadas e Sapucaia do Sul, próximos a Porto Alegre, RS. As amostras coletadas a cada 6
dias, em Sapucaia do Sul, por um período de 24 horas, apresentaram concentrações que
ultrapassaram os níveis de partículas totais em suspensão para o padrão primário (240 µgm-3) em
9 medições, e concentração máxima que se aproximou de 700 µgm-3 (quase 3 vezes o padrão
primário). Em Charqueadas, os níveis de partículas totais em suspensão ultrapassaram o padrão
primário em 4 ocasiões, atingindo concentração de até 300 µgm-3. Os níveis foram superiores nos
períodos de outono/inverno e decresceram acentuadamente nos períodos de primavera/verão.
Quanto aos metais, foram verificadas concentrações elevadas de Fe no ambiente, principalmente
em Charqueadas, sugerindo influência da Siderúrgica Aços Finos Piratini. Os demais elementos
Mn, Mg, Cu, Cr e Ni foram provavelmente, segundo os autores, originados da siderúrgica local e
da usina termoelétrica. Em Sapucaia do Sul, os níveis de Fe foram também mais elevados que os
demais, e, provavelmente, influenciados pela Siderúrgica Riograndense e, principalmente, pelos
veículos que circulam na rodovia federal BR-116 (CARVALHO & JABLONSKI, 2000).
ANDRÉ et al. (2000) apresentaram compilação de trabalhos desenvolvidos pelo
Laboratório de Poluição Atmosférica Experimental (LPAE) de São Paulo, Brasil, com o objetivo
de ilustrar os riscos relativos à morbidade e mortalidade da cidade de São Paulo (Figura 19).
88
Figura 19 - Riscos relativos de mobilidade e mortalidade para poluentes em São Paulo.
Fonte: ANDRÉ et al., 2000
O Brasil, em razão da crise de petróleo na década de 70 e por não ser auto-suficiente,
desenvolveu projeto de produção de álcool a partir da cana de açucar, como substituto da
gasolina. O álcool passou a ser adicionado à gasolina em percentual de 22%; e seu consumo teve
aumento adicional em razão da produção de veículos que utilizam o etanol como combustível
(ARBEX et al., 2000). Apesar das emissões dos veículos que utilizam o álcool como combustível
serem consideradas menos tóxicas, os problemas causados pelos poluentes liberados no ambiente
durante a queima da cana de açúcar, na fase da colheita, não estão devidamente esclarecidos.
ARBEX et al. (2000) desenvolveram pesquisa na cidade de Araraquara (São Paulo), região com
várias usinas canavieiras com o objetivo de verificarem possível associação entre as visitas
hospitalares e as queimadas da cana de açúcar. No período de 1º de junho a 31 de agosto de 1995
foram compilados os números de visitas diárias realizadas por pacientes que tinham necessidade
de terapia inalatória em um dos grandes hospitais da cidade. A quantidade de partículas
depositadas foram mensuradas diariamente e os valores associados com as visitas hospitalares.
Os resultados evidenciaram correlação significativa entre o número de visitas e os pesos dos
sedimentos (r=0,36, p0,01). O risco relativo associado com o aumento de 10 mg de peso do
sedimento foi de 1,09 (1,00-1,19). O quartil com sedimentos de 17,1-32,3 mg apresentou
significativa associação com a terapia inalatória, exibindo risco relativo de 1,20 (1,03-1,39).
89
No Brasil, a cidade de São Paulo foi o primeiro centro urbano do país a contar com
estimativas confiáveis sobre a freqüência e a distribuição social de doenças respiratórias na
infância (BENICIO et al., 2000). Os pesquisadores estimaram a prevalência e a distribuição
social da doença respiratória na infância, usando como base dados compilados na cidade de São
Paulo, em 1984/85 e em 1995/96. Houve entre os inquéritos aumentos expressivos da prevalência
instantânea da doença respiratória alta (de 22,2% para 38,8%) e da doença respiratória baixa sem
e com chiado, respectivamente, de 60% para 10% e de 0,8% para 2,8%. Nos vários extratos
sociais o aumento foi generalizado para doença alta e para doença baixa sem chiado. Nos estratos
de renda baixa e intermediária, observou-se um aumento da doença baixa com chiado; e aumento
intenso no extrato de menor renda. Os autores concluíram que o aumento das doenças
respiratórias em São Paulo não pôde ser justificado unicamente através das análises estudadas, e
que a deterioração da qualidade do ar da cidade poderia ser considerado um importante fator.
7. Metodologia analítica
Apesar das partículas grosseiras serem as causadoras de incômodos e, visivelmente,
provocarem sujeiras nas áreas em que são depositadas, as frações das partículas finas, como a
PM2,5 têm merecido atenção pela capacidade de alcançarem as regiões mais profundas das vias
respiratórias.
Deve-se ter em mente que a monitorização do material particulado é fundamentalmente
diferente das quantificações de poluentes gasosos, e, geralmente, os métodos utilizados são
menos precisos. Hoje, tem-se disponível uma ampla variedade de amostradores e de
metodologias de quantificação. Entre estas metodologias, destaca-se a microbalança de elemento
oscilante, a análise por raio , amostradores gravimétricos de pequeno e grande volumes,
sistemas de medição óticos indiretos, contadores de partículas e de dispersão de luz.
Deve-se levar em conta que o sistema de amostragem afeta de maneira significativa o
processo de quantificação e, neste sentido, as válvulas de entrada deverão ser planejadas de forma
apropriada (dinamicamente) para que se possa quantificar adequadamente as amostras
fracionadas.
Os amostradores ativos, como os gravimétricos, coletam o material particulado em um
filtro, sob o fluxo de grandes volumes (cerca de 100 m-3h) ou de pequenos volumes (cerca de 1
90
m-3h). O peso do material particulado depositado no filtro é usado para se calcular a concentração
de massa média nas 24 horas.
Com relação aos analisadores automáticos existem uma série de instrumentos disponíveis
comercialmente, sendo que o sistema de dispersão de luz é mais recente e tem sido testado nos
últimos anos. Operadores experientes e companhias de medições indicam que as quantificações
com diferentes instrumentos não são sempre equivalentes ou comparáveis (WHO, 2000b).
8. Gestão
8.1. Modelos e identificação de fontes
Duas propostas têm sido usadas para os modelos de partículas finas: modelos de
receptores e modelos de dispersão.
Os modelos de receptores necessitam de informações detalhadas sobre a composição das
partículas do ambiente e das fontes de emissão. Geralmente, não são usadas informações sobre as
condições metereológicas e a distribuição espacial das fontes. Utilizando-se de análise estatística
multivariada, as características das partículas do ambiente e das fontes são comparadas,
investigando-se a contribuição destas fontes. Nos Estados Unidos, os modelos receptores têm
sido extensivamente aplicados em estudos de PM10. Como os modelos receptores aceitam que o
fracionamento e os processos de transformação não são relevantes durante o transporte, a
espécime de poluente não muda durante o transporte e a dispersão; e a formação de partículas
secundárias é difícil de ser introduzida ou de ser levada em consideração (KOCH, 2000). Estes
aspectos contribuem para as restrições quanto ao uso de modelos receptores para as partículas
ultrafinas, e mesmo para o PM2,5. A introdução de informações sobre as trajetórias do vento e a
distribuição espacial das fontes de emissão, podem auxiliar nesta questão.
A figura 20 oferece uma visão geral da relação fonte-exposição do modelo para as
partículas finas.
91
Figura 20 - Estrutura do modelo fonte – receptor de partículas frias.
Fonte: KOCH, 2000
O modelo de dispersão exige informações detalhadas sobre a distribuição espacial e
temporal, além de dados metereológicos. A validação do modelo exige, inclusive, dados sobre os
níveis ambientais. Duas classes distintas de modelos dispersão são propostas: os modelos
episódicos e os modelos de longo prazo (SEIGNEUR et al., 1997). Os modelos episódicos têm
tratamento detalhado de reações químicas, e cobrem um período de poucos dias, enquanto que os
modelos de longo prazo introduzem detalhamento químico simplificado, porém, cobrindo longos
períodos. Os modelos de dispersão englobam a formação secundária de partículas finas, porém,
com variáveis extensões, incluindo-se, geralmente, a formação secundária de sulfato. A formação
secundária de nitrato e de aerossol orgânico secundário tem sido introduzida em muitos modelos
de dispersão. Ainda, com relação a outros aspectos, destaca-se que existem modelos locais e
regionais (KOCH, 2000).
A obtenção de inventários de emissão é a primeira e fundamental fase para se ter um
amplo conhecimento das fontes de partículas finas e as suas contribuições. Estas atividades têm
sido intensamente realizadas nos Estados Unidos. Na Europa, existem inventários formulados não
só pelos países, mas também, por localidades específicas. Na América Latina, Ásia e África não
são preparados inventários de emissão de partículas finas (KOCH, 2000).
92
Deve-se destacar que permanece, ainda, obscuro se os resultados obtidos nestas medições,
possam ser extrapolados para outros países e continentes, e mesmo se as medições realizadas
recentemente, refletem uma situação atual.
8.2. Prevenção e controle da poluição pelo material particulado
As emissões de material particulado podem ser minimizadas pela tomada de decisões que
dizem respeito à prevenção e pela adoção de medidas de controle.
A prevenção da poluição envolve várias abordagens que podem ser relacionadas como:
gerenciamento das atividades produtivas, escolha do tipo de combustível a ser utilizado e
utilização de tecnologias e processos adequados (WORLD BANK GROUP, 1998b).
As medidas de gerenciamento dizem respeito à melhoria de projetos e de processos
industriais, operações, manutenção adequada, administração interna e outras práticas de
gerenciamento que tenham, também, como objetivo a prevenção da poluição.
A escolha de combustíveis limpos resultarão em diminuição de emissões de partículas
atmosféricas. Combustíveis que emitem teores menores de cinzas, conseqüentemente, emitirão
menores concentrações de particulados.
O controle da emissão diz respeito à adoção de tecnologias que visem a remoção de
particulados, antes de serem emitidos na atmosfera, e elas estão disponíveis com diferentes
características físicas e econômicas.
Entre os equipamentos encontram-se os separadores inerciais ou de colisão (ciclones),
precipitadores eletrostáticos, filtros e coletores de poeiras e depuradores úmidos (WHO, 2000a).
A seleção do equipamento de controle de emissões de material particulado é influenciada
por fatores ambientais, econômicos e de ordem técnica (engenharia). Neste último, destacam-se
as características do projeto e a performance do sistema de controle, da corrente de gás e as
características físicas e propriedades químicas do material particulado.
9. Conclusões e recomendações (legislação)
Informações mais recentes indicam que o PM2,5 é um preditor de efeitos à saúde, melhor
que o PM10. Evidências indicam que os constituintes de PM2,5, como os sulfatos e partículas com
forte acidez são, as vezes, melhores preditores dos efeitos à saúde que o PM2,5.
93
Como os efeitos na mortalidade, admissões hospitalares, por problemas respiratórios e
cardiovasculares e de outras variáveis, têm sido observadas com níveis de PM abaixo de 100µgm3
. Não se deve, ainda, recomendar valores guias para concentrações médias de curta duração.
Estudos a longo prazo de exposições por material particulado sugerem que existem
associações entre as exposições e a redução da sobrevivência, e redução da expectativa de vida na
ordem de 1-2 anos.
Recentes estudos têm demonstrado que a prevalência de sintomas de bronquite em
crianças, e a redução da função pulmonar em crianças e adultos são associadas com o material
particulado aerodisperso.
Estes efeitos têm sido observados com níveis médios anuais abaixo de 20 µgm-3 (como
PM2,5) ou 30 µgm-3 (como PM10).
Os mecanismos toxicológicos do impacto das partículas sobre a saúde não foram, até
agora, estabelecidos, apesar da existência de hipóteses plausíveis.
No Brasil
No Brasil, os atos regulamentadores de poluição atmosférica vêm sendo instituídos a
partir de 1976, com uma regulamentação feita através da Portaria Nº0231 de 27/04/76 do
Ministério do Interior que previa o estabelecimento de novos padrões de qualidade do ar, quando
houvesse informação científica a respeito (SANTOS, 199-).
A Resolução CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente) nº005 de 15 de junho de
1989, instituiu o Programa Nacional de Controle da Qualidade do Ar – PRONAR, como um dos
instrumentos básicos da gestão ambiental para proteção à saúde e ao bem-estar das populações e
melhoria da qualidade de vida. O objetivo era permitir o desenvolvimento econômico e social do
país de forma ambientalmente segura, pela limitação dos níveis de emissão de poluentes por
fontes de poluição atmosférica (BRASIL, 1989).
A Resolução CONAMA Nº003, de 28 de junho de 1990, estabelece os padrões de
qualidade do ar. São as concentrações de poluentes atmosféricos que, ultrapassados, poderão
afetar a saúde, a segurança e o bem-estar da população, bem como ocasionar danos à flora e à
fauna, aos materiais e ao meio ambiente em geral. A resolução estabelece os Padrões Primários
de Qualidade do Ar (que são as concentrações de poluentes que, ultrapassados, poderão afetar a
94
saúde da população) e os Padrões Secundários (que são as concentrações de poluentes abaixo das
quais se prevê o mínimo efeito adverso sobre o bem- estar da população) (BRASIL, 1990).
Em 1986 foi criado o Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos Automotores
– PROCONVE, instituído pela Resolução CONAMA No 18/86 (BRASIL, 1986) e pela Lei Nº
8.723, de outubro de 1993 (BRASIL, 1993). O programa tem como meta principal reduzir a
poluição atmosférica através do estabelecimento de limites de emissão veicular (BRASIL,
1999a).
O Programa de Inspeção Veicular – PIV, adotado de acordo com as normas estabelecidas
pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), através do Plano de Controle da
Poluição de Veículos em Uso (PCPV), instituído pelas Resoluções Nº 18, de 13 de dezembro de
1995 e Nº 256, de 30 de junho de 1999, contribui significativamente para a diminuição da
emissão de poluentes no ar. A Resolução Nº 256 exige para o licenciamento de veículos
automotores nos municípios abrangidos pelo PCPV, a implantação do Programa de Inspeção e
Manutenção de Veículos em Uso (BRASIL, 1999b)
No Exterior
Os guias de referência mais freqüentemente usados para concentrações ambientais de
material particulado são aqueles da Organização Mundial de Saúde (OMS), União Européia (UE)
e United States Environmental Protection Agency (USEPA). Estes guias são baseados em
evidências clínicas, toxicológicas e epidemiológicas, e foram estabelecidos aceitando-se o
princípio de que existe um limiar de concentração sob o qual nenhum efeito adverso à saúde
humana pode ser detectado, ajustado por uma margem arbitrária de fator de segurança, para que
seja permitido tolerar incertezas em extrapolações do animal para o homem e de pequenos grupos
humanos para grandes populações (DOCKERYS et al., 1993). Os guias da OMS são baseados
unicamente em considerações de saúde, já os padrões da UE e USEPA, também, refletem a
praticabilidade tecnológica dos padrões.
O principal objetivo dos guias e padrões de qualidade do ar é a proteção da saúde humana.
Como as partículas finas são as mais prováveis de causarem efeitos adversos à saúde do que as
partículas grosseiras, os guias e padrões referentes às concentrações de partículas finas são
preferidos àqueles que se referem às partículas totais em suspensão (TSP), que inclui as
concentrações das partículas grosseiras (WORLD BANK GROUP, 1998).
95
Os estudos científicos apresentam amplas evidências da existência de relações entre
exposições a curto e longo prazo aos materiais particulados, e efeitos à saúde humana
(mortalidade e morbidade). Todavia, os mecanismos das relações dose-resposta não são, ainda,
completamente conhecidos.
De acordo com a WHO (1987), não existe nível limiar seguro abaixo do qual não ocorram
danos à saúde.
Os implementadores de programas devem considerar o risco aceitável, preferivelmente do
que tentar encontrar a segurança absoluta ao estabelecerem os padrões de concentração ambiental
para o material particulado. Além do mais, os guias ambientais poderão se tornar uma parte
efetiva do sistema de gerenciamento ambiental, somente se as suas implementações forem
praticáveis e o esforço para que outros instrumentos de ação garantam a sua realização.
Considerações deverão, então, serem dadas para haja praticabilidade técnica e os custos permitam
a efetivação do programa.
Outra dificuldade é que as partículas transportadas pelo ar, raramente, são homogêneas.
Elas variam grandemente em tamanho, forma e as composições químicas são determinadas pela
fonte e localização das emissões. Os efeitos combinados e as interações das substâncias
existentes no material particulado não foram, ainda, estabelecidos, exceto para o SO2, e acreditase que elas sejam significativas, principalmente nas exposições a longo prazo. Um outro aspecto
a ser considerado é que as técnicas de quantificação e a confiabilidade das mesmas podem variar
entre regiões e países. Além do mais, outros fatores como a dieta, estilo de vida e condições
físicas dos indivíduos, influenciam os efeitos das exposições aos materiais particulados sobre a
saúde (WORLD BANK GROUP, 1998).
Os países deverão estabelecer padrões ambientais para partículas totais, PM10 ou ambos,
levando em consideração: a) os benefícios à saúde humana em reduzir as exposições pelo
material particulado; b) os níveis de concentração que possam ser realizáveis pelas medidas de
prevenção e controle da poluição; e c) os custos envolvidos em estabelecer padrões. Ao adotarem
novos padrões de qualidade para o ar ambiental, os países deverão fixar fases apropriadas,
durante as quais os distritos ou municípios que não alcançarem os novos padrões sejam assistidos
para que possam obter os padrões desejáveis.
96
Havendo grandes diferenças entre os custos e os benefícios em estabelecer padrões de
qualidade do ar, seria apropriado estabelecê-los em áreas específicas, analisando-se caso a caso,
até que haja possibilidade e justificativas para expandi-los.
Na tabela 17 são apresentados os padrões de referência e guias para a concentração média
de particulados no ambiente, adotados pela União Européia, USEPA e WHO (WORLD BANK
GROUP, 1998).
TABELA 17 - Padrões de referência e guias para concentração média de particulados no
ambiente.
Padrões ou guias
Longo prazo (anual)
Curto prazo (24h)
PM10
BS
TSP
PM10
BS
TSP
a
b
c
Valores limites (EU)
80
150
250
300d
Valores guias (EU)
40-60a
100-150e
f
g
Padrões primários e
50
150
secundários (USEPA)
Guias (WHO)h
40-60
60-90
100-150 150-230
g
Guias WHO pra a Europa
50
70i
125
120
a = mediana do valor médio diário
b = média aritmética do valor médio diário
c = média aritmética do valor médio diário
d = percentil 95 de todas os valores da média diária ao longo do ano
e = valor médio diário
f = média aritmética
g = valor guia para exposição combinada ao SO2 e partículas
Fonte: WORLD BANK GROUP, 1998
A USEPA estabeleceu limites desde 1971, conhecidos como "National Ambient Air
Quality Standards" (NAAQS), para as concentrações médias diárias e anuais. Desde 1997, dois
tamanhos de partículas foram regulamentados: PM10 e PM2,5. O PM2,5 é uma subsérie do PM10,
porém, é regulamentado separadamente para assegurar que as menores partículas, que têm menos
massa, mas que provavelmente sejam mais tóxicas, sejam adequadamente controladas.
Os padrões americanos estabelecidos em 1997, ou padrões fixados ou propostos
separadamente pelo Estado da Califórnia (EUA) e os similares "valores limites" fixados pela
Comissão Européia para as nações membros estão apresentados na tabela 18 .Estas agências têm
fixados padrões diários ou anuais. A EPA, por exemplo, estabeleceu o padrão anual que é
adotado quando a média de 3 anos, das concentrações médias de PM, medidas pelos monitores na
comunidade for menor ou igual ao número indicado. O padrão diário é fixado quando a média de
3 anos do percentil 98% ou 99% das concentrações de PM nas 24 horas, para cada monitor da
comunidade for inferior ou igual ao número indicado.
TABELA 18 - Padrões de PM
Período
USEPA
USEPAa
Califórnia
Califórnia
União Européiac
União Européiac
diário
anual
diário
anual
diário
anual
PM10
(g/m3)
150
50
50
20
50
20
97
PM2,5
(g/m3)
65
15
SDb
12
NF
NF
a = sob revisão
b = em 2002
c = a ser fixado em 2010 (a ser revisto em 2003)
SD = sob discussão
NF = não fixado
Fonte: HEI Perspectives, 2002
Padrões de PM, medidos das mais diferentes maneiras, têm sido estabelecidos no Japão,
China, Índia, Brasil e outros países.
A tabela 19 apresenta os padrões nacionais de qualidade do ar para partículas totais em
suspensão, fumaça e partículas inaláveis. Os padrões de qualidade foram definidos, também, para
outros poluentes como o SO2, CO, O3 e NO2.
TABELA 19 - Padrões nacionais de qualidade do ar para partículas totais em suspensão, fumaça
e partículas inaláveis.
Poluentes
Tempo de
Padrão
Padrão secundário
3
amostragem primário g/m
g/m3
Partículas totais em suspensão
MGAa
80
60
24 horasb
240
150
Fumaça
MAAc
60
40
b
24 horas
150
100
Partículas inaláveis
MAAc
50
50
b
24 horas
150
150
a: média geométrica anual
b: não deve ser excedido mais de uma vez ao ano
c: média aritmética anual
Fonte: CONAMA, 1990
A resolução, ainda, estabelece os níveis de atenção, alerta e emergência para episódios
críticos de poluição do ar, lembrando-se que além de partículas e fumaças, constam valores para
o SO2, CO, O3 e NO2 (Tabela 20). As providências a serem tomadas a partir da ocorrência dos
níveis de atenção e alerta têm como objetivo evitar que seja atingido o nível de emergência.
TABELA 20 - Critérios para episódios agudos para partículas totais em suspensão, S02 x PTS e
fumaça.
Parâmetro
Partículas totais em suspensão
(PTS), g/m3, 24hs
S02 x PTS
Fumaça (g/m3), 24hs
Atenção
375
Níveis
Alerta
625
98
Emergência
875
65000
261000
393000
250
420
500
Fonte: CONAMA, 1990
As mudanças globais relativas ao meio ambiente são causadas pela atividade humana e
seus efeito nos sistemas globais são inadvertidas, além de deliberadas. Os efeitos são expressos
em diferentes formas, por todo o planeta, e as mudanças são progressivas, com poucas evidências
que a taxa de mudanças diminuirá em futuro previsível. As mudanças ocorrem rapidamente, e
muitas das alterações que têm um grande impacto sobre a humanidade são cumulativas e,
provavelmente, irreversíveis, além de um certo limiar.
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