abstracts book

ABSTRACTS BOOK
20th-22th November 2014
Canoas-Brazil
International Symposium:
Environmental Toxicity
ORGANIZING COMMITTEE
President:
Ph.D. Marcos Leandro Silva Oliveira. ([email protected])
Vice- President:
Ph.D. Luis Felipe Silva Oliveira. ([email protected])
Coordinators:
- Ph.D. Rubens Muller Kautzmann ([email protected]>)
- Ph.D. Silvio Roberto Taffarel ([email protected])
SCIENTIFIC SPEAKERS
- Ph.D. Dayana Agudelo
- Ph.D. Marinella Farè
- Ph.D. José Claudio Fonseca
- Ph.D. Danielle Palma
- Ph.D. Natalia García
- Ph.D. Jaime Mello
- Ph.D. Denise Fungaro
- Ph.D. Elisa Ferraz
- Ph.D. Fortunato Quembo
- Ph.D. Claudio Jiménez
- Ph.D. Luis Felipe Silva
ORGANIZERS
ENVIRONMENTAL ENGINEERING
CHEMICAL ENGINEERING
MASTER IN ENVIRONMENTAL IMPACT ASSESSMENT
SPONSORS
PRESENTATION
The Organizing Committee wishes to welcome all the
participants of the 1° International Symposium: Environmental
Toxicity, taking place in Canoas from 20th to 22th November,
2014.
We hope that this Symposium is an opening for scientists
and academics working in meeting related areas to share days of
coexistence that allow the interchange of experiences in the
different thematic areas of the symposium and, at the same time,
create and fortify bonds of friendship and work between different
researches groups.
We would like to communicate our appreciation to the
authors for submitting their investigations, to the Scientific
Committee and area coordinators for their dedication and
professionalism on the revision all submitted abstracts, to the
members of the Organizing Committee for their work and
availability, for the confidence deposited in this occasion.
Very welcome to the 1° International Symposium:
Environmental Toxicity. We wish you a happy and fruitful stay in
the beautiful city of Canoas, Brazil.
The Organizing Committee,
INDEX
COPPER DISTRIBUTION IN SURFACE AND SUBSURFACE SOIL HORIZONS .......................... 5
Gabriela Griesbach Lopes, Adriane Perachi Nordin, Rivana Bezerra Modesto E Rubens Müller
Kautzmann
CHEMICAL ANALYSIS WATER FOR ASSESSMENT OF THE QUALITY OF THE RIVER
TUBARÃO IN SANTA CATARINA ................................................................................................ 10
Sheila Cristina Silva Corrêa, Rivana Bezerra Modesto, Manuela Fontoura Lombardo e Silvio Roberto
Taffarel
DESARROLLO DE UNA METODOLOGÍA ANALÍTICA PARA EL ANÁLISIS DE CLORPIRIFÓS
EN LECHOS BIOLÓGICOS: UNA HERRAMIENTA ANALÍTICA PARA LA EVALUACIÓN DE LA
BIORREMEDIACIÓN ..................................................................................................................... 16
Natalia Gérez García, Anisleidy Rivero Machado, Silvina Niell, Pía Cerdeiras, Horacio Heinzen E
Verónica Cesio
BIODEGRADABLE POLYMERS AS PROMISING MATERIALS TO REDUCE THE SOCIETAL
SOLID WASTE DISPOSAL PROBLEM: A BRIEF REVIEW .......................................................... 20
Josué Alberton, Silvia Maria Martelli e Valdir Soldi
COMPLEX NANOMINERALS IN PHOSPHOGYPSYUM OF THE FERTILIZER INDUSTRY AND
ITS IMPLICATIONS TO ENVIRONMENT AND HUMAN’S HEALTH ......................................... 24
Bianca Dutra de Lima, James Hower, Fernando Molossi, Rivana Bezerra Modesto e Marcos Leandro
Silva Oliveira
LEAD DISTRIBUTION BETWEEN SOIL GEOCHEMICAL PHASES AND ITS FRACTIONATION
IN PB-TREATED SOILS ................................................................................................................. 28
Rivana Bezerra Modesto, Adriane Perachi Nordin, Gabriela Griesbach Lopes e Rubens Müller
Kautzmann
FULLERENES AND METALLOFULLERENES IN COAL-FIRED STOKER FLY ASH ................. 33
Gabriel Silva e Silva, Marcel Ferreira Braga, Amanda Nathália da Silva, Adilson Celimar Dalmora e
Marcos Leandro Silva Oliveira
NANOMINERALS AND ULTRAFINE CARBON PARTICLES OF SANTA CATARINA, SOUTHER
BRAZIL ........................................................................................................................................... 38
Manuela Fontoura Lombardo, Sheila Cristina Silva Corrêa, Fernando Avila Molossi, Camila Lucas
Dias, Silvio Roberto Taffarel e James Hower
GASEOUS EMISSIONS AND SUBLIMATES COAL FIRE TRUMAN SHEPHERD, FLOYD
COUNTY, KENTUCKY: ONE MORE RESEARCH AFTER ATTEMPTED MITIGATION OF FIRE43
Adilson Celimar Dalmora, Sheila Cristina Silva Corrêa, Fernando Avila Molossi, Camila Dias, Silvio
Roberto Taffarel e James Hower
STUDY OF FLY ASH FROM THERMAL POWER PLANT DURING THE COAL
CO-COMBUSTION WITH DIESEL OIL ......................................................................................... 48
Fernando Avila Molossi, Bianca Dutra de Lima, Rivana Bezerra Modesto e Marcos Leandro Silva
Oliveira
AVALIAÇÃO DA ATIVIDADE ANTINOCICEPTIVA DO RESVERATROL ASSOCIADO AO ÓLEO
DE ARROZ EM FIBROMIALGIA EM CAMUNDONGOS ............................................................. 53
Adriana Ester Scheffler Reinicke e Alessandra Hubner de Souza
AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS SOCIOAMBIENTAIS E ECONÔMICOS ACERCA DO USO DE
CARVÃO MINERAL ....................................................................................................................... 59
Bruna Serafini Paiva
AÇÃO DO HERBIMIX SOBRE OS NÍVEIS DE GLICOSE DO JUNDIÁ (RHAMDIA QUELEN) . 64
Francine Balbinot Eliseu, Jéssica Nastácia Pires Kurtz, Rosângela Moraes de Mello, Gessi Koakoski,
Leonardo José Gil Barcellos, Alessandra Marqueze
IDENTIFICAÇÃO DE HPAS EM AMOSTRAS DE MP1.0 POR ESPECTROSCOPIA NO
INFRAVERMELHO ......................................................................................................................... 69
Gabriel Silva e Silva, Ismael Luis Schneider, Dayana Milena Agudelo Castañeda e Elba Calesso
Teixeira
AVALIAÇÃO DA GENOTOXICIDADE INDUZIDA POR AMOSTRA DE SOLO MISTURADO À
REJEITO DE CARVÃO UTILIZANDO HELIX ASPERSA COMO BIOMONITOR ....................... 73
Melissa Rosa de Souza, Fernanda Rabaioli da Silva e Juliana Da Silva
CONCENTRAÇÃO SANGUÍNEA DE CHUMBO EM TRABALHADORES MILITARES E EM
AMOSTRAS SEDIMENTARES DE UMA LINHA DE TIRO AUTOMATIZADA ........................... 77
Nidea Rita Michels Dick, Delmar Bizani e Alexandre Ramos Lazzarotto
PREVENÇÃO DE RISCOS AMBIENTAIS NO CENTRO DE MATERIAL BÉLICO DA BRIGADA
MILITAR, RIO GRANDE DO SUL ................................................................................................. 84
Nidea Rita Michels Dick, Joseli do Nascimento Pinto e Pedro Joel Silva da Silva
AVALIAÇÃO DE TOXICIDADE DA SERRAGEM CROMADA DE COURO COMPOSTADAS
SOBRE A BIOTA DO SOLO – ESTUDO DE CASO ........................................................................ 91
Fabiane Figueiredo Severo, Roger Gorski Cadó, Rodrigo Fernando dos Santos Salazar e Noeli Júlia
Schussler Vasconcellos
AVALIAÇÃO PRELIMINAR DA ECOTOXICIDADE COM ARTEMIA SALINA E LACTUCA
SATIVA DO AFLUENTE E EFLUENTE DE UM SISTEMA DE TRATAMENTO BIOLÓGICO EM
SÉRIE .............................................................................................................................................. 96
Renata Martins Cardoso, Roger Barbosa dos Santos, Martha Fogliato Santos Lima, Tânia Mara
Pizzolato, Luiz Olinto Monteggia, Beatriz Ospitia e Carla Sirtori
CARACTERIZAÇÃO DE RESÍDUOS E PRODUTOS DA BRITAGEM DE ROCHAS BASÁLTICAS
E AVALIAÇÃO DA APLICAÇÃO NA ROCHAGEM .................................................................... 101
Jéssica Maria Gregory Nunes, Cristiane Oliveira Rodrigues e Rubens Muller Kautzmann
AVALIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO EM NÚMERO E DISTRIBUIÇÃO DE TAMANHO DE
NANOPARTÍCULAS EM CANOAS, BRASIL .............................................................................. 106
Jorge Miguel Masetto, Luis Felipe Silva Oliveira, Ismael Luís Schneider e Elba Calesso Teixeira
EFEITO DO HERBICIDA FACET EM ALEVINÕES DE JUNDIÁ: COMPROVAÇÃO DO DANO
PROVOCADO POR AGROQUÍMICOS EM ESPÉCIES NÃO-ALVO ........................................... 111
Tanilene Sotero Pinto Persch, Patrícia Rodrigues da Silva, Sarah Helen Dias dos Santos, Betânia Souza
de Freitas e Guendalina Turcato Oliveira
UTILIZAÇÃO DA TÉCNICA DA DIFRAÇÃO DE RAIO-X VISANDO À MINIMIZAÇÃO DE
CUSTOS DE ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS PARA RECUPERAÇÃO AMBIENTAL EM
FECHAMENTO DE MINA DE CARVÃO ..................................................................................... 118
Vinícius Stival
EFEITO DA UTILIZAÇÃO DE COMPOSTO ORGÂNICO, NA CULTURA DE ALFACE EM
MOÇAMBIQUE, EM SOLOS DEGRADADOS PELA ADUBAÇÃO INORGÂNICA ................... 123
Fortunato Lucas Quembo Raposo e Carlos Hoffmann Sampaio
OS IMPACTOS AMBIENTAIS CAUSADOS POR AGROTÓXICOS: A NECESSIDADE DE SE
CONHECER A ECOTOXICIDADE DESSES POLUENTES ......................................................... 127
Daniel das Chagas de Azevedo Ribeiro, Camila Greff Passos e Carla Sirtori
USO SEGURO DO LODO GERADO EM ETES PARA USO AGRÍCOLA E RECUPERAÇÃO DE
SOLOS DEGRADADOS E O ATENDIMENTO ÀS LEGISLAÇÕES ............................................ 133
João Adriano Cruz de Lima
CONCENTRAÇÃO EM NÚMERO E DISTRIBUIÇÃO DE TAMANHO DE NANOPARTÍCULAS
ATMOSFÉRICAS EM PORTO ALEGRE....................................................................................... 137
Luiza Bennemann Schild, Ismael Luís Schneider e Elba Calesso Teixeira
ANÁLISE DE VIABILIDADE DA RECICLAGEM DO CARBONO DE PILHAS DE LECLANCHÉ
PARA OBTENÇÃO DE LIGA FE-MN-AC POR METALURGIA DO PÓ ...................................... 142
Vinicius Martins, Carlos Alexandre Wurzel, Eduardo Cristiano Milke e Lirio Schaeffer
AVALIAÇÃO GEOQUÍMICA E CITOTÓXICA IN VITRO DE RESIDUOS DO BENEFICIAMENTO
DO CARVÃO PROVENIENTES DO ESTADO DE SANTA CATARINA- SC ............................... 149
Adriane Perachi Nordin, Juliana da Silva, Luis Felipe Silva Oliveira, Amanda Natália da Silva e
Fernanda Rabaioli da Silva
EVALUATION OF HEMATOLOGICAL, BIOCHEMICAL AND GENOTOXIC CHANGES IN
WORKERS EXPOSED TO PESTICIDES ...................................................................................... 154
Danieli Benedetti, Jessica Mamdelli, Cesar Trojahn, Maurício Rotta e Juliana Da Silva
ESTUDO SOBRE GÁS XISTO E POLUENTES TÓXICOS PROVENIENTES DE SUA
EXPLORAÇÃO QUE CONTAMINAM OS LENÇÓIS FREÁTICOS PRÓXIMOS DAS JAZIDAS158
Maico Vargas do Canto e Lennon Martins Costa
ASSESSMENT OF NITRO-POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS IN PM1 NEAR AREA
OF HEAVY-DUTY TRAFFIC ........................................................................................................ 162
Marcel Ferreira Braga, Karine Oliveira Garcia, Elba Calesso Teixeira, Dayana Milena Agudelo
Castañeda, Priscila Gil Alabarse, Flavio Wiegand e Marcos Leandro Silva Oliveira
AVALIAÇÃO AMBIENTAL E LEGAL DE ESTAÇÕES DE ESTOCAGEM DE COMBUSTÍVEIS
NAS CIDADES DE PORTO ALEGRE E CANOAS ....................................................................... 167
Tatiane Oliveira Menger e Gelsa Edith Navarro Hidalgo
COPPER DISTRIBUTION IN SURFACE AND SUBSURFACE SOIL
HORIZONS
Gabriela G. Lopes*, Adriane P. Nordin, Rivana B. Modesto, Rubens M. Kautzmann
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
In recent decades, the soil has become a medium that receives potentially contaminating heavy
metals, whose overall content has been significantly modified. Cu is one of the metals that major
concerns about their impact on the environment in general and human health in particular (Qin et al.
2004).
High levels of Cu in the soil have a negative effect on the biomass, the microbial diversity and
plant growth, but they can also cause changes in the chemical properties of the soil. The mobility,
bioavailability and toxicity of Cu are mainly controlled by sorption–desorption processes that occur in
both the organic and inorganic soil colloids. Therefore not only the soil organic carbon, clay and oxides
contents but also other soil properties like soil pH and the cationic exchangeable capacity govern the Cu
availability.
In this study, we simulated an industrial spill with a high concentration of Cu 2+. The surface and
subsurface horizons of four different natural soils were Cu spiked in order to study the properties and
components of the soil horizons involved in fixing this element and other possible effects of the spill on
soils. The objectives were as follows: (1) to identify the properties and characteristics of the horizons
with the greatest influence on the retention of Cu therefore with the least influence on its mobility; (2) to
determine if the simulated spill causes changes in the mineralogy of the horizons, by means of the
techniques XRD and FE-SEM and (3) to study the distribution of the Cu fixed in the soil fractions with
the greatest influence on Cu sorption by means of sequential chemical extraction.
MATERIAL AND METHODS
We selected four soils: S1, S2, S3 and S4 developed on quaternary sediments, amphibolite, slate
and “twomica” granite, respectively. According to the FAO (2006), the soils are classified as Umbric
Acrisol, Dystric Fluvisol, Mollic Umbrisol and Thionic Fluvisol, respectively, the surface (S1.A, S2.A,
S3.A and S4.A) and subsurface horizons (S1.B, S2.B, S3.B and S4.G) of each soil were sampled using
an Eijkelkamp sampler.
5
The soil samples were measured on a Philips type powder diffractometer fitted with a Philips
PW1710 control unit, vertical Philips PW1820/00 goniometer and FR590 Enraf Nonius generator (QL,
1%). In order to determine the crystalline phases, the Reference Intensity Ratio (RIR) method of Chung
(1974) was used, using corundum as a reference material. The crystalline phases present were identified
and quantified using the Match! Programme (© CRYSTAL IMPACT, Bonn, Germany).
The morphology, structural distribution and particle chemical composition of soil samples
containing ultrafine particles and minerals (crystalline and/or amorphous) were investigated using a
Zeiss Model ULTRA plus FE-SEM with charge compensation for all applications in both conductive
and non-conductive samples. The electron diffraction patterns of the crystalline phases were recorded in
SAED or MBD mode.
In order to determine the Cu content in the different geochemical phases of the soil, the sequential
extraction procedure of Shuman (1979) was used, with the modifications indicated by Fabrizio de Iorio
A (2010) in the method that Chao and Zhou (1983) proposed for the solution of amorphous iron oxides.
The sequential extraction was carried out in six stages. The concentration of Cu in the extracts
associated with each fraction was analysed by ICP-OES (QL, 0.01 mg L−1).
The results obtained in all the determinations were the average with the standard deviation of
three analyses and were expressed on a dry material basis. The influence of soil properties on the Cu
distribution between soil fractions was determined by correlation analysis. It was verified that the
residuals have shown a normal distribution.
RESULTS AND DISCUSSION
The soil characteristics present significant differences, mainly between those characteristics that
can affect the metal retention and therefore its mobility throughout the soil profile. The soil pH ranges
from nearly neutral, 7.56 (S4.G), to strongly acidic, 4.74 (S1.A), and Cu retention may be influenced
since its mobility and availability decreases as pH approaches neutrality. Cu is highly mobile in acid
conditions. The organic matter of these soils, especially in the surface horizons, will contribute to Cu
retention since it has a high affinity for this metal (Banerjee 2003).
According to the soil properties, the selected soils show different components and property values
that regulate the mobility and fixation of Cu. The selected soils are suitable for studying Cu fixation, its
fractionation and therefore its mobility.
Figure 1 shows the total amount of Cu retained in the horizon soil samples. The concentration
retained was very high, ranging between 39 mg kg−1 in S1.B and 240 mg kg−1 in S2.A (Fig. 1). The
surface horizons fixed more Cu than the corresponding subsurface horizon (Fig. 1), except S3, in which
there is a small difference (that is not statistically significant) between the Cu retained by both horizons.
6
Fig. 1 Total amount of Cu retained in the soil samples (Bars with a different letter are statistically different using
ANOVA test (P<0.05)
The sequence or the horizons according to their capacity to fix Cu, from the highest to the lowest
(S2.A>S4.A>S3.A≥S3.B>S1.A>S2.B>S4.G>S1.B), show that the surface horizons have the greatest
capacity to retain this metal. This was already shown by Su and Wong (2004), which demonstrated the
high affinity of soil organic matter for Cu.
The large difference among Cu fixed in S2 horizons is due to S2.A and has the highest content of
organic matter and amorphous Fe and Al oxides, while S2.B is one of the horizons with the lowest
concentration of these components. From the surface horizons, the one with the lowest capacity to fix
Cu is S1.A (even less than the B horizon of S3). The S1.B horizon has the lowest retention capacity of all
of those studied (Fig. 1, 39 mg kg−1).
The results of the mineralogical analysis performed to both the unpolluted soil samples shows that
some minerals such as quartz and microcline whose proportion increased in the majority of the horizons
studied after adding Cu. As a result, the treatment led to the alteration of the most labile crystalline
phases, and it was found that in general, the content of the least stable clay minerals decreased, such as
kaolinite (following treatment, it varied between undetectable phase and 9 %), albite (between 0.3 and
17.2 %),muscovite (3.2 and 17.1%) and gibbsite (less than 2.6 %). Horizons from S4 soil show similar
proportions of the minerals than before treatment because the neutral pH minimized the alteration
caused by the acid treatment.
These processes of transformation and alteration led also to the subsequent formation of new
crystalline and amorphous phases, whose presence was verified by FE-SEM. Both the high
concentration of Cu that was added and probably together with the acidic medium affected the
mineralogical composition of all of the horizons.
In order to complete the mineralogical study, images of the samples from the horizons before and
after adding Cu were obtained by FE-SEM. Figure 2a shows Cu2+ sorbed on amorphous hydroxy
7
compounds of Fe associated with albite, muscovite and mainly gibbsite in S1.B, and Fig. 2b shows Cu
deposited superficially on the horizon S4.G. Bradl (2004) already stated that the association of hydroxy
compounds of Fe with the clay fraction increases the sorption capacity of heavy metals in the soil.
Using this technique, it was possible to verify the presence of the new crystalline phases detected
by XRD, and that part of the Cu was sorbed in the surface of the crystalline and amorphous phases of the
different horizons.
Fig. 2 a Cu sorbed on amorphous hydroxy compounds of Fe associated with albite, muscovite and gibbsite in S1.B.
b Surface retention of particles of Cu in S4.G. c Microphotograph of a neoformed salt (nitratine) in S4.G. d
Spherical aluminium clay in S2.A. e Pore with sorbed Cu in S2.A. f Amorphous sphere and pore of a spherical
aluminium clay with sorbed Cu in S4.G
CONCLUSIONS
Cu is sorbed superficially on the associations resulting from the formation of amorphous hydroxy
compounds of Fe that interacted with gibbsite, albite and muscovite. The largest amount of the Cu
retained was in an exchangeable form, and the smallest amount associated with the crystalline Fe oxides
and residual fraction. In the surface horizons, the predominant Cu retention process is complexation in
organomineral associations, while in the subsurface horizons it is adsorption.
FE-SEM EDS studies combined with sequential extraction and statistical analyses are an
effective tool to check the affinity of the soil components for copper. This study will serve as a basis for
further scientific research on the soil retention of heavy metals, as field emission scanning electron
microscopy with energy dispersive X-ray spectroscopy makes it possible to check which soil
components retain heavy metals.
8
REFERENCES
Banerjee ADK (2003) Heavy metal levels and solid phase speciation in street dusts of Delhi, India.
Environ Pollut 123(1):95–105
Bradl HB (2004) Adsorption of heavy metal ions on soils and soils constituents. J Colloid Interface Sci
277:1–18
Chao TT, Zhou L (1983) Extraction techniques for selective dissolution of amorphous iron oxides
fromsoils and sediments. Soil Sci SocAm J 47:225–232
Chung FH (1974) Quantitative interpretation of X-ray diffraction patterns. I. Matrix flushing method of
quantitative multicomponent analysis. J Appl Crystallogr 7:519–525
Fabrizio de Iorio A (2010) Sorption capacity of Cu and Zn in natraquols of depressed Pampa
(Argentina). Relationship with geochemical phases (in Spanish).
FAO (2006) World reference base for soil resources. In: IUSS (ed) ISRIC, Rome
Qin F, Shan X, Wei B (2004) Effects of low-molecular-weight organic acids and residence time on
desorption of Cu, Cd, and Pb from soils. Chemosphere 57:253 263
Shuman LM (1979) Zinc, manganese and copper in soil fractions. Soil Sci 127:10–17
Su DC, Wong JWC (2004) Chemical speciation and phytoavailability of Zn, Cu, Ni and Cd in soil
amended with fly ash-stabilized sewage sludge. Environ Int 29(7):895–900
9
CHEMICAL ANALYSIS WATER FOR ASSESSMENT OF THE QUALITY
OF THE RIVER TUBARÃO IN SANTA CATARINA
Sheila C. Corrêa*, Rivana B. Modesto, Manuela Lombardo, Silvio R. Taffarel
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
The lack of efficient in urban planning and economic development brought about serious
problems of environmental degradation. the watersheds, natural reservoirs and rivers receive pollutants
from the most diverse human activities. The Tubarão River basin drains regions that suffered from the
exploitation and processing of coal for over 50 years, which are still subject to the use of pesticides in
crops, waste from intensive pig farming, as well as industrial and urban effluents (Amaral 1998;
Bortoluzzi 2009; Silva et al. 2011a, b). The constant water monitoring programs associated the biotic
and abiotic factors are essential, since they generate precise answers about the presence and effects of
contaminants (Van der Oost et al. 2003). For this purpose it is necessary to correlate two factors, to use
organisms, or bioindicators, as they constitute the main targets affected by imbalances in the
environment. The bioindicators are organisms, populations, or communities whose vital functions are
correlated with environmental factors, being used as indicators in the evaluation a ambient in particular.
So it is important that bioindicators have low tolerance limits, i.e., sensitivity to small environmental
changes, local abundance and low mobility, easy identification, and a well-known ecology (Powers
1989; Chovanec et al. 2003).
Fig. 1 Tubarão River basin and sampling sites: 1 Braço do Norte (BN); 2 Tubarão (T); 3 Capivari de Baixo (CB); 4
Laguna (L)
10
The biomarkers are the measurable responses of the bioindicators (e.g., molecular, genetic,
biochemical, histopathological) used to integrate the biotic (bioindicators) and abiotic (environmental
characteristics) data, and to provide information on the monitored ecosystems (Van der Oost et al. 2003).
It is known that a wide range of environmental pollutants such as heavy metals, pesticides, and
polycyclic aromatic hydrocarbons can compromise the organism’s homeostasis and induce a series of
damages (Bellassoued et al. 2012).
MATERIALS AND METHODS
Study area
The Tubarão River basin is the largest in the state of Santa Catarina (Southern Brazil), with an
area of 4,728 km2. Nowadays, most of the mines in the region are disabled, yet the undesirable effects of
these activities, e.g., piles of waste, acid drainages, abandoned mines, and the acidification of water
bodies, remain in full view (LMCH 2012).
For water quality assessment, fish and sediment were collected in four sites along the Tubarão
River (Fig. 1). The first site (BN) is located at the confluence of the Tubarão River with the Braço do
Norte river in a rural área of 29,000 inhabitants, which has been impacted by agricultural activities and
the coal mining activity right upstream. The second site (T) is located in the city of Tubarão (97,000
inhabitants, 18 km from the site 1), which is more affected by urban pollution. The third site (CB) is
located at the confluence with the Capivari de Baixo river (20,000 inhabitants, 5 km far from the site 2),
affected by thermoelectric activity from the largest coal power plant in Latin America. Finally, site 4 (L)
(Laguna city, 51,000 inhabitants, 30 km far from area 2) represents a complex of lagoons that are
connected to the Atlantic Ocean through the Santo Antonio and Camacho lagoons.
Sampling and Sediment Fish
The Geophagus brasiliensis fish were sampled in the summer (december/2009) and winter
(june/2010) seasons at four sites along the Tubarão River using fishing net throw (5–7 cm mesh) and fish
traps. Sediments were sampled in march/2010 at the same areas alongside the river for determination
of metals.
Biochemical Biomarkers
The Liver, brain, and muscle samples were frozen in dry ice and stored at −76 °C. Then, they were
kept on ice and homogenized in ice-cold potassium phosphate buffer (pH 6.5 (liver), pH 7.5 (brain and
muscle)). Homogenates were centrifuged at 10,000×g for 20 min at 4 °C.
Lipid peroxidation (LPO) the 200 μl of supernatant (phosphate buffer for the blank) and 800 μl of
reaction solution (100 mM xylenol orange, 25 mM H2SO4, 4 mM BHT, butylated hydroxytoluene, and
250 μM FeSO4/NH4, ammonium ferrous sulfate in pure methanol) were added to 2-ml tubes. Tubes
11
were kept at room temperature for 20 min and then centrifuged at 10,000×g for 10 min. Finally, 300 μl of
clean supernatants were added to a 96-well microplate, and absorbances were measured at 570 nm. For
determining the hydroperoxide concentrations, the apparent molar extinction coefficient for H2O2 and
cumene hydroperoxide of 4.3×104 M−1cm−1 was utilized (JIANG et al. 1992).
Chemical Analysis
Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) Bile samples were diluted (1:300) in 48 % methanol,
and PAHs were detected through different excitation/emission wavelengths (288/330, 267/309,
334/376, 364/406, and 380/422) corresponding to the number of rings of each PAH (2, 3, 4, 5, and 6
rings, respectively) in spectrophotometer For quantification, a PAH mix was utilized to establish a
PAH standard curve. Metal analysis Solid samples were stored in 500-ml polyethylene bottles. Samples
were stored in closed plastic bags and transported to the laboratory soon after the collection, in order to
prevent mineralogical changes. Samples were airdried and split for multi-element geochemical
composition analysis by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS) and inductively
coupled plasma atomic-emission spectrometry (ICP-AES). All samples were acid-digested following a
two-step digestion method devised to retain volatile elements in coal dissolution. Then, the resulting
solution was analyzed by ICP-AES for major and selected trace elements and by ICP-MS for most trace
elements. The digestion of international reference materials (SARM 19) and blanks was prepared
following the same procedure. Analytical errors were estimated at <3 % for most of the elements and
around 10 % for Cd and Mo. Hg analyses were made directly on solid samples using a LECO AMA 254
gold amalgam atomic absorption spectrometer (Smith et al. 2000; Querol et al. 1997, 2008)
RESULTS
In period parsed was observed, through physical, the parameters of temperature and rainfall. The
summer had high temperatures and low rainfall, which maintained the level of the river in normal
conditions. In the winter, the low temperatures and the high rainfall, for this time of year, did raise the
level of the river. A total of 139 male and female fish were collected, 85 in the summer and 54 in the
winter. DNA damage was higher in fish from all the areas sampled during the winter in comparison with
the summer collection. In metals (As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mo, Ni, Pb, Se, V, Zn) the sediment did not
reveal themselves to be of of great importance since metals concentration was lower than or very close
to the prevention values established by CETESB resolution nº 195-2005-E, except for Se in the Urb
area.
DISCUSSION
The current study investigated if the history of neglected environmental impact still appears in
areas downstream. Since local biodiversity of small and médium streams can be considerably affected
by coal mining activities (Gray and Delaney 2008; Ostrofsky and Schworm 2011). Also sought to
12
observe if there would be some sort of decontamination gradient associated with the increased river flow
toward the estuary, as well as the influence of seasonality over this gradient. From these assumptions, it
is expected that the Agr areas are the most impacted, given that they have experienced a long period of
mining activities right upstream, while both Urb and Est areas have a healthier status in relation to coal
damage. Endocrine disturbances were evaluated by the expression of vitellogenin in males of G.
brasiliensis and were only observed in the Urb area. The dumping of municipal sewage without proper
treatment in urbanized centers is common, increasing the variety of compounds available for the aquatic
organisms as well as the potential of estrogenic activity.
The VTG expression in male fish represents strong evidence that this area has substances able to
act as endocrine disrupters with estrogenic activity, such as the EE2. This compound is vastly produced
by the pharmaceutical industry and induces VTG expression in fish (Henry et al. 2009; Strömqvist et al.
2010). Some studies show that VTG expression is dosedependent (Pait and Nelson 2003; Moura Costa
et al. 2010), and exposure to concentrations as low as 5 ng/l of EE2 in the water is still able to induce
VTG expression (Allner et al. 1999; Rose et al. 2002). Even though VTG was not expressed in Agr and
Est areas, we cannot state that those areas are free of such compounds.
For having high temperature and low rainfall in the summer there was a reduction in the depth of
the river. For this reason the fish showed greater histopathological index (particularly due to parasitism
and inflammatory processes) and lower concentrations of PAHs in bile. These data indicate that the
contaminants, especially PAHs, may be present in the environment and bioavailable to fish exposure,
despite being less concentrated in the organism in comparison with the winter collection. Agr and Urb
areas had similar responses for all biomarkers except for GST. The histopathological alterations and
high GST activity can be partially explained by oxidative stress (supported by LPO and PCO responses)
and the PAH exposure. Necroses were the most evident alteration, though leukocyte infiltration and
macrophage grouping also have important implications.
The Est area (summer) presented the lowest occurrence of necrosis, despite the presence of fiveand six-ringed PAHs and other histopathological alterations, which shows that cell defense mechanisms
such as GSH are being effective in avoiding cell death in the presence of such xenobiotics. In addition, it
is possible that the constant dilution of contaminants found in the lagoons directly connected with the
open sea has led to better health conditions of the fish in this area than the ones upstream. The second
part of the study was developed during the winter, with low atmospheric temperatures and an atypically
rainy season. Fish collected during this season presented higher levels of biological impact,observed in
the genetic biomarker responses as well as in the chemical analysis. The Agr area (winter) presented a
misbalance of oxidative conditions in hepatic cells, and high numbers of macrophages centers were
found. As previously stated, the increased incidence of DNA lesion may be due to mutagenic PAHs,
particularly five- and six-ringed, or to the insufficient detoxifying activity of GST of the PAHs
metabolites, associated with insufficient DNA repair.
13
The groups of biomolecules (lipids, proteins, and DNA) were affected by chemical stress,
exceeding cell defense mechanisms, and organisms physiological accommodation capacity. The Urb
area (winter) had the worst health condition to G. brasiliensis. It was observed similar responses in
rainbow trout exposed to sewage with high levels of PAHs (Almroth et al. (2008). The particularly
important high PCO, compared with the other sites in the winter, indicated the accumulation of
degradation-resistant protein aggregates, whereas the high DNA damage may be related to the high
exposure of five- and six-ringed PAHs associated with unaltered GSH concentration. Yet, the presence
of large necrotic areas and high incidence of macrophage centers and parasites reinforce the high
potential of aquatic environmental degradation by urban and industrial discharges (Violante-Gonzalez et
al. 2007; Barugahare et al. 2011). Unexpectedly, Est area (winter) presented the highest concentrations
of PAHs in fish, combined with unaltered histopathological index, LPO, and GST. It is possible that the
cells’ defenses mechanisms such as GSH might be protecting membrane lipids from chemical stress, but
PAH bioactivation continued to damage DNA (Calliani et al. 2009). Also, the accumulation of PAHs in
fish from this area could be explained by the increase in the river flow recurrent from the high rainfall of
the season.
Fish from all studied areas presented lesions or alterations in gills, which shows that this tissue is
a primary target of water contamination (Nero et al. 2006). The presence of parasites may be related to
an inefficient immune defense and contributes to the impairment of gill function these findings are an
important indicative of severe disturbances in fish from the Tubarão River and seem to have correlation
with acute and chronic intoxication (Rabitto et al. 2011; Brito et al. 2012; Silva et al. 2011a).
CONCLUSIONS
The three areas studied in the Tubarão River are much impacted by chemicals in concentrations
enough to affect health conditions of G. brasiliensis. However, it does not seem to be related with the
coal mining activity of the region. Future studies are required to assess the impacts of human activities
on the river. The results show that the Agr and Urb areas present similar conditions of impacts. Due to
the occurrence of the high flow of untreated, urban and industrial effluents be better investigated,
mainly because the Urb area was the only one to present the occurrence of endocrine disruptor agents.
In regard to seasonality, the winter season could be responsible for a higher input of PAHs in the
atmosphere, since it is a colder period, and thus, a larger amount of energy is spent in house heating and
lighting. In order to obtain this energy, the thermoelectric power plant in the Urb area might be
consuming more coal to produce additional energy, and, in consequence, more PAHs are generated from
its burning. From this high influx of PAHs, the heavy rain in this period could help these contaminants to
enter the aquatic system, which explains why their concentration is higher in the Urb and Est areas
(downstream the power plant) but not in the Agr area (upstream).
14
REFERENCES
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15
DESARROLLO DE UNA METODOLOGÍA ANALÍTICA PARA EL
ANÁLISIS DE CLORPIRIFÓS EN LECHOS BIOLÓGICOS: UNA
HERRAMIENTA ANALÍTICA PARA LA EVALUACIÓN DE LA
BIORREMEDIACIÓN
Natalia Gérez García1*; Anisleidy Rivero Machado3; Silvina Niell2; Ma. Pía Cerdeiras1; Ma.
Horacio Heinzen1, 2, Verónica Cesio1
1
Facultad de Química – Universidad de la República, Montevideo, Uruguay;
2
Polo Agroindustrial y Agroalimentario de Paysandú. Paysandú, Uruguay;
3
Laboratorio Tecnológico del Uruguay (LATU), Fray Bentos, Uruguay.
*
[email protected]
INTRODUCCIÓN
La construcción de un modelo para la eliminación en condiciones no contaminantes de pesticidas
persistentes es en la actualidad para nuestro país una necesidad imperiosa. Estas condiciones no
contaminantes pueden conseguirse a través del proceso biotecnológico conocido como biorremediación.
La biorremediación consiste en la adición de agentes biológicos a medio ambientes contaminados para
acelerar los procesos de biodegradación natural. Es una técnica de bajo costo, efectiva, permite tratar
grandes volúmenes de contaminantes y presenta un impacto ambiental mínimo, un ejemplo de ello son
las camas biológicas.
Las camas biológicas constituyen una solución para degradar el agroquímico que se derrama
cuando se produce el manejo del compuesto concentrado antes y después de la aplicación (CASTILLO
et al., 2008). Para su construcción se emplean subproductos de la granja y desechos industriales como
residuo lignocelulósico, turba y tierra. Estos sistemas consisten genéricamente de una matriz
biológicamente activa que retiene los pesticidas en materia orgánica y potencia su degradación
microbiológica (DEWILE et al., 2009).
Es por esto que se necesita un método analítico que permita evaluar correctamente la
biotransformación del agroquímico en la cama biológica por el organismo en estudio. En este trabajo se
presenta el desarrollo de una metodología para el análisis de Clorpirifós en una cama biológica a escala
de laboratorio compuesta por afrechillo de trigo, tierra, turba y un basidiomicete como fuente
bioconversora.
16
MATERIALES Y MÉTODOS
Reactivos, soluciones e instrumental
Los disolventes orgánicos empleados fueron grado HPLC proporcionados por J.T. Baker.
Los estándares sólidos empleados eran de Dr Ehrenstorfer, cada uno de estos con pureza superior al
95%. Las soluciones madre fueron preparadas en acetato de etilo calidad HPLC a concentraciones de
aproximadamente 2000 mg/L y almacenadas en viales color ámbar a -20°C hasta el momento de ser
empleadas. Las soluciones stock intermedias (soluciones de trabajo) fueron preparadas en AcOEt a
partir de las soluciones madre realizando las correspondientes diluciones y fueron almacenadas en viales
color ámbar a -20°C hasta el momento de ser empleadas. El sulfato de magnesio empleado (MgSO4) era
de Merck (Darmstand, Germany) y el tetraborato de sodio fue comprado de Macherey-Nagel GmbH &
Co. KG (Düren, Germany).
Se utilizó un Cromatógrafo de Gases (GC-17 A Shimadzu) con detector de captura de electrones
(ECD), con un inyector PTV, columna capilar Mega 68 (30 m, 0.32 mm de d.i., 0.25 µm de tamaño de
partícula).Volumen de inyección 1µL, velocidad del flujo 1 mL/min, temperatura del detector: 280 °C,
temperatura del PTV: 60°C (0.30 min) y luego a 5°/min a 280°C.
Ajuste de la metodología analítica de preparación de muestra
Para llevar a cabo el ajuste de la metodología se evaluaron diferentes formas de extracción y
clean-up. Se evaluó adición de solución de NaCl al 10 % a la extracción, dos sales diferentes para el
salting-out (acetato de sodio o tetra borato de sodio), clean-up con alúmina neutra, con MgSO4 o con la
combinación de ambos. Para evaluar y definir la eficacia de las diferencias en la metodología se empleó
el porcentaje de recuperación como parámetro de control.
Procedimiento de preparación de la muestra
Se pesan 10 g de muestra liofilizada y se colocan en tubos de teflón de 200 mL.
Se agregan una solución de NaCl al 10 % (v/v) en agua destilada y se homogeniza.
Posteriormente se adicionan 50,0 mL de AcOEt y se agita vigorosamente. Se adiciona 1g de tetraborato
de sodio y se vuelve a agitar. Se llevan los tubos a un baño de ultrasonido y posteriormente se centrifuga
a 3000 rpm. Una alícuota del sobrenadante se coloca en un tubo de clean-up que contiene una mezcla
3:1 de MgSO4 y Al2O3 neutra. Se centrifuga a 4000 rpm. Se toma una alícuota de 500 µL, se lleva a
sequedad bajo corriente de nitrógeno, se retoma en un volumen exactamente conocido de una solución
de bromofós metil de 1 mgL -1 en AcOEt. Se toma 1,00 mL y se inyecta en GC-ECD.
Ensayos de recuperación
Para los ensayos de recuperación se evaluaron tres niveles de concentración: 60; 30 y 2 mgKg -1 de
muestra. Las fortificaciones se realizaron adicionando los volúmenes apropiados de una solución del
17
estándar en solvente a la matriz y esperando 15 minutos de estabilización de los mismos en la matriz de
estudio luego de homogeneizada la muestra. Posteriormente se llevó a cabo el procedimiento analítico
como se describe en el punto 2.3.
Validación de la metodología
Para la validación de la metodología se evaluaron las cifras de mérito establecidas por el
Documento Sanco, (2013) vigente como la linealidad en matriz y en solvente, rango lineal, efecto
matriz, veracidad (porcentajes de recuperación), precisión (como repetitividad y reproducibilidad
intermedia), límites de detección y cuantificación.
Ensayo de bioconversión
El ensayo de bioconversión se realizó empleando la matriz biológica (P+T+T) con el
basidiomicete e inoculando a una concentración exactamente conocida con el analito de interés.
Se realizaron muestreos periódicos y se empleó la técnica analítica validada previamente para
monitorear el decaimiento del clorpirifós.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
A partir de los diferentes ensayos para el ajuste de la metodología se eligió para la validación la
que presentaba mejores porcentajes de recuperación y limpieza de extracto, es decir, la extracción con
AcOEt asistida por ultrasonido y clean-up dispersivo empleando alúmina neutra y sulfato de magnesio
anhidro.
El método demostró ser adecuado a su propósito (fit to purpose) tal como lo demuestran los resultados
del ensayo de validación, según el documento Sanco vigente. A los tres niveles de concentración
evaluados el porcentaje de recuperación para clorpirifós estuvo entre 70-120% con desviaciones
estándares asociadas (RSD %) menores al 20%.
El compuesto presentó comportamiento lineal en solvente y en matriz con un r 2 asociado > a 0,99.
Se evaluó el efecto matriz y se lo catalogó como bajo (-8%).
El límite de cuantificación práctico fue el nivel más bajo al que se cumplen requisitos de
veracidad y precisión, para este caso, 2 mgkg-1.
Con la técnica ajustada y validada se realizó un ensayo de bioconversión obteniendo una
disipación del 83% en menos de 10 días de clorpirifós. Estos resultados muestran la eficiencia de este
tipo de bioreactor para eliminar pesticidas de gran uso, cuya vida media es significativa y por lo tanto
pueden acumularse en el ambiente, representando un riesgo para la vida silvestre y la salud humana.
REFERENCIAS
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18
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Documento SANCO 1257: “Guidance document on analytical quality control and validation procedures
for pesticide residues analysis in food and feed”. 2013.
19
BIODEGRADABLE POLYMERS AS PROMISING MATERIALS TO
REDUCE THE SOCIETAL SOLID WASTE DISPOSAL PROBLEM: A
BRIEF REVIEW
Josué Alberton1*, Silvia Maria Martelli2 and Valdir Soldi3
1
University Center Barriga Verde (UNIBAVE), Orleans, Brazil
2
Faculty of Engineering, Federal University of Grande Dourados, Dourados, Brazil
3
Laboratory of Polymeric Materials (Polimat), Federal University of Santa Catarina, Florianópolis,
Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
The use of biodegradable plastics and resources are seen as one of the many strategies to
minimize the environmental impact of petroleum-based plastics. The biological base of these new
biopolymers provides a unique opportunity to incorporate a highly demanded property of these
materials, i.e. compostability. Plastic recycling is not often economically viable due to contamination
of the food packages. Therefore, compostability is a very interesting option that guarantees that new
biomaterials will degrade mostly into carbon dioxide and water after disposal (KIJCHAVENGKUL et
al., 2006). Biodegradable plastics are polymeric materials in which at least one step in the degradation
process is through metabolism in the presence of naturally occurring organisms. Under appropriate
conditions of moisture, temperature and oxygen availability, biodegradation leads to fragmentation or
disintegration of the plastics with no toxic or environmentally harmful residue (CHANDRA; RUSTGI,
1998). Biodegradable polymers can be classified according to their source:
Polymers directly extracted or removed from biomass (i.e. polysaccharides, proteins,
polypeptides, polynucleotides).
Polymers produced by classical chemical synthesis using renewable bio-based monomers or
mixed sources of biomass and petroleum (i.e. poly(lactic acid) or bio-polyester)
Polymers produced by micro-organism or genetically modified bacteria (polyhydroxybutyrate,
bacterial cellulose, xanthan, curdian, pullan).
Detailed description of biopolymers may be found in numerous review papers and books (Doi;
Steinbüchel, 2004; Kaplan, 1998; Mohanty; Misra; Drzal, 2005; Steinbüchel, 2004).
The global population growth, corroborated with the average individual consumption increase
has led to very high global consumption levels of raw materials and finished products. Moreover, there
is an increasing search for “green” or “environmentally friendly” materials and methods (Neto et al.,
2013). Due to the demand for environmentally friendly products, biodegradable polymers are being
used in agriculture, engineering and industrial applications, for example.
20
BIODEGRADABLE POLYMERS APPLICATIONS
Biodegradable materials present a number of promising properties in a number of applications,
including packaging, automotive and biomedical sectors. Specifically, thermoplastic biodegradable
polymers, such as poly(lactic acid) (PLA), polyhydroxyalkanoates (PHA) and polycaprolactones
(PCL), exhibit an excellent equilibrium of properties, apart from being processable using conventional
plastics machinery and, for the case of the first two, they arise from renewable resources. PLA is a
thermoplastic biopolyester produced from L-lactic acid, which typically comes from the fermentation
of corn starch. Currently, PLA is being commercialized as a food packaging polymer in cups,
containers and films for short shelf-life products (Auras; Singh; Singh, 2006). Polyhydroxybutyrate
(PHB) is a naturally occurring β-hydroxyacid (a linear polyester). PHB polymers are already being
used in small disposable products and in packaging materials (Rosa et al., 2004). PCL is a
biodegradable thermoplastic polyester synthesized by chemical conversion of crude oil (Gross; Kalra,
2002). PCL is being investigated for its use in biomedical utensils, pharmaceutical controlled release
systems, and in biodegradable packaging (Pigłowski; Kiersnowski, 2006). However, one of the
polymers that have drawn attention of consumers and industries is the PLA.
Since PLA is compostable and derived from sustainable sources, it has been viewed as a
promising material to reduce the societal solid waste disposal problem (Auras; Harte; Selke, 2004;
Garlotta, 2001). Its low toxicity (Conn et al., 1995), along with its environmentally benign
characteristics, has made PLA an ideal material for food packaging and for other consumer products
(Weber et al., 2002). The basic building block of PLA, lactic acid, can be produced by carbohydrate
fermentation or chemical synthesis. The majority of lactic acid production is based on the fermentation
route. Various purification technologies for lactic acid and lactide can be found in a review by Datta
and Henry (2006). Figure 1 shows a life cycle model for polylactide polymers.
Figure 1 - Life cycle for polylactide polymers, adapted from Hartmann and Whiteman (2000).
21
The production of PLA presents numerous advantages, for example, it can be obtained from a renewable
agricultural source (corn) (Holland; Tighe, 1995; Gewin, 2003; Sawyer, 2003); its production consumes
quantities of carbon dioxide (DORGAN et al., 2001) and it provides significant energy savings
(Bogaert; Coszach, 2000).
FINAL CONSIDERATIONS
The improper disposal of solid waste such as articles or parts of polymers also known as plastics
has generated great accumulation of material in recent years. Like most synthetic polymers are fossil
and not renewable sources, biodegradable polymers made from renewable sources can play a key role
in reducing the environmental problem caused by the disposal of plastic waste in the environment.
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23
COMPLEX NANOMINERALS IN PHOSPHOGYPSYUM OF THE
FERTILIZER INDUSTRY AND ITS IMPLICATIONS TO
ENVIRONMENT AND HUMAN’S HEALTH
Bianca D. Lima1*, James C. Hower2, Fernando Molossi1, Rivana B. Modesto1, Marcos L. S.
Oliveira1
1
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
2
University of Kentucky Center for Applied Energy Research, Lexington, KY, 40511, USA
*
[email protected]
INTRODUCTION
Phosphogypsum (PG; CaSO4·2H2O) from fertilizer processing for agriculture is obtained by
phosphate-rock wet-chemical treatment with sulphuric acid. This waste is produced by precipitation
during wet H2SO4(l) processing of phosphate rocks, thus posing serious problems with its utilization and
safe disposal. Only 15% out of the worldwide PG production is recycled (Pérez-López et al., 2010), and,
considering the low PG density, its transport, and the relative abundance of the reactive nanominerals
and ultrafine particle phases (UFP), the prime concerns about PG storage are the potential for
contamination of surface soil, ground-water, and atmospheric environments.
The focus of this study is on nanominerals and UFP from fertilizer industry, their composition and
morphological structures, and their effects on environment and health exposure in order to assess the
potential environmental risk of PG. This is intended to assist in the further development of a proper
pollution management plan.
EXPERIMENTAL
Sampling
Field work was performed during several seasons in 2009 (June and November), and 2010
(February and April), including a comprehensive and detailed exploration of the study area . Thirty-five
representative ca. 3-kg PG samples were collected from seven PG ponds from various locations in
Imbituba city, Santa Catarina, Brazil. Samples were collected using a polypropylene shovel and were
subsequently transferred to clean polypropylene bags. In the laboratory, all PG samples were dried at a
temperature not greater than 40 °C until complete dryness, homogenized and ground to pass 200 mesh
(b74 μm), and stored in polypropylene containers in a dry system contain phosphorous pentoxide.
24
Analytical Procedures
In this investigation, morphology, structure, surface topography, and composition of ultrafine
minerals were investigated using a Zeiss Model ULTRA Plus FE-SEM apparatus with charge
compensation for all applications on conductive as well as nonconductive samples and a JEOL-2010F
200-keV HR-TEM apparatus equipped with an Oxford energy-dispersive X-ray detector, and a scanning
(STEM) unit (Silva et al., 2010a). The FE-SEM was equipped with an energy-dispersive X-ray
spectrometer (SEM-EDX) and the mineral identifications were made on the basis of morphology and
grain composition using both secondary electron and back-scattered electron modes. Suspensions of
hexane, acetone, dichloromethane, and methanol were selected to prevent possible mineralogical
changes in individual solvents (Silva et al., 2010b; Cornell and Schwertmann, 2003). The suspension
was pipetted onto lacy carbon films supported by Cu grids and left to evaporate before inserting the
sample into the SEM and TEM. Mineralogical analyses of subsamples of PG for were performed with
ammonium oxalate and water in the absence of light as follows: 10 mg of PG sample (five replicates)
was mixed with ammonium oxalate reagent (28 g/L ammonium oxalate+15 g/L oxalic acid solution,
pH~2.7). Samples were shaken in the dark for 4 h, then centrifuged (3000 rpm, 10 min) and filtered (b22
μm). This extraction dissolves poorly-crystalline Fe (III) oxides (e.g. ferrihydrite and schwertmannite)
in the presence of more insoluble crystalline Fe (III) oxides (e.g. goethite, hematite) (Cornell and
Schwertmann, 2003; Peretyazhko et al., 2009).
RESULTS AND DISCUSSION
Anthropogenically generated dust, such as that arising from the fertilizer industry, can result in
massive injections of nanominerals and UFP into the environment. The resulting climatic effect can
equal or even exceed that from aerosols, nanominerals, and UFP generated by burning of fossil fuels and
locally can be comparable to that from clouds (Silva and DaBoit, 2010; Hower et al., 2008). In this
study, high-spatial-resolution methods, using FE-SEM and HR-TEM (electron beans) as the primary
probes of both geochemistry and structure, have been developed to study fine-grained particles and
potential nanominerals. These results have implications for the potential health effects of nanominerals
and UFP from PG and provide data which are not available from bulk characterization. Primary UFP
generated directly from the industry process are mostly submicrometer (0.1 nm to 10 μm) agglomerates
of amorphous solid phases containing several hazardous elements. Metal distribution within individual
waste particles is not homogeneous. In particular, heterogeneous elemental distributions of Ca, Fe, Al,
and Si in Fe-aluminosilicate particles were observed by examining ultrathin cross-sectioned samples.
Such Fe-nanoparticles exhibit highly crystalline characteristics (e.g. hematite), as evidenced from their
HR-TEM (images studied by electron diffraction patterns of the crystalline phases were recorded in
SAED and/or MBD). They also contain metal rich glassy ash and absorbed/condensed sulphur
compounds, radionuclide elements, deleterious metalloids (e.g. As) and metals (Cd, Ti, Zr, Mg, and Fe).
Considering the high risks to the environmental and human health around the fertilizer industry, it is of
25
critical importance to not only monitor the presence of nanominerals and UFP from phosphogypsum
(PG) in the environment, but also to gain a better understanding of their physical and geochemical
properties in outdoor environments.
Fig. 1. (A) Hematite identification by EDS and fast Fourier transformation (Cu is from Cu grid); (B) Residual
mixed monazite and apatite (Ca5 (PO4)3F) from incomplete processing of phosphoric acid.
Pyrite was often used in the now-abandoned Brazilian fertilizer industry as an ore for production
of sulphuric acid via roasting up to 900 °C and SO2 recovery with water. In theory, this process is
environmentally friendly. However, the sulphuric acid attack of Ca 5(PO4)3F alters the minerals and the
mobility of radionuclides, what results in the formation of new nanominerals and UFP in fertilizer
industry phosphate processing. Nanoquartz and Fe-sulphate (e.g. jarosite), PG, amorphous clay
minerals, and pyrite (as the remains of non-oxidized sulphides) may occur as accessory minerals. These
samples are characterized by the PG, residual monazite, and high iron content with hematite and
amorphous minerals, comprises around 75 wt.% of the abandoned fertilizer industry waste. Sulphur
nanominerals and UFP bind with water to form secondary products that contribute to total UFP and
nanominerals emissions.
Fig. 2. Complex ultrafine particles. (A) Pyrite mixed with PG (typical in bad waste deposition) (Cu is from Cu
grid); (B) interaction between PG and residual monazite from phosphate rock.
26
The presence of Fe-sulphides (e.g. pyrite) in most of PG from fertilizer industry wastes makes
Acid Mine Drainage (AMD) a possible concern (Silva et al., 2010a,c). Moreover the high porosity of
these wastes favours continuous atmospheric oxygen uptake and the release of metals associated with
sulphides (oxidizable fraction), which also precipitate as sulphate salts. In rainy periods, metals bound to
the bio-available fraction i.e. both sulphate salts and S adsorbed on iron oxides, may be leached and
released to the environment. Our TEM results clearly demonstrate that at least some of the amorphous
nanoparticles possess a heterogeneous microstructure in which Fe, Al, hazardous elements, and Si are
not uniformly distributed. Investigations on complex nanominerals and UFP assemblages in fertilizer
industry (a highly-weathered coarse-textured system) demonstrated that the surface geochemistry of
these assemblages is influenced by complex physicochemical interactions between industrial process,
natural constituents, oxyhydroxides, sulphates, amorphous phases, and secondary products from H2SO4
resulting from pyrite and phosphate-rock interactions. It is necessary to accurately evaluate
environmental and human health risks associated with contaminants from PG to design new
technologies for the protection or remediation of different environments.
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27
LEAD DISTRIBUTION BETWEEN SOIL GEOCHEMICAL PHASES
AND ITS FRACTIONATION IN PB-TREATED SOILS
Rivana B. Modesto*, Adriane P. Nordin, Gabriela G. Lopes, Rubens M. Kautzmann
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
Lead causes many toxicity problems in soils, as it is easily absorbed by plants and included in the
trophic chain (Wang et al. 2006). It is mainly accumulated through the use of fertilizers and pesticides,
emissions from the combustion of petrol and coal, and the disposal of waste water from industrial
activities (Zhi-Yong et al. 2012).
Pb total concentration in the soil is not enough to identify their association with the different
geochemical phases of the soil, nor to deduce their mobility and bioavailability, therefore it is necessary
to use fractioning methods that allow us to better understand their distribution and toxicity (Bacon et al.
2008). There are different sequential extraction methods that depend on different factors, such as the
choice and order of the extraction agents, and the duration of the process, the solid/liquid ratio. Also,
different studies have shown that the use of other techniques together with sequential extractions, such
as X-ray diffraction and field emission scanning electron microscopy (FE-SEM), are effective tools in
determining and characterising the solid phases that may retain heavy metals and to understand their
reactivity in the soil (Buatier et al. 2001).
In this study we examined the surface and subsurface horizons of four different soils treated with
solutions of Pb2+ in an acid medium, and studied which components are mainly involved in fixing them.
The objectives were to investigate: the fractionation of added Pb in four different soils (all of the
horizons), the suitability of the sequential extraction performed to assess the bioavailability of Pb, and to
use the field emission scanning electron microscopy and X-ray diffraction (XRD) to examine the Pb
fractionation in these soils and to compare the results with the obtained in sequential extraction.
MATERIAL AND METHODS
We selected four soils: an Umbric Acrisol (UA), a Dystric Fluvisol (DF), a Mollic Umbrisol (UM)
and a Thionic Fluvisol (TF) developed, respectively, on quaternary sediments, amphibolite, slate and
two mica granites. Each of the horizons was sampled (UA.A, UA.Bw, DF.A, DF.Bw, MU.A, MU.Bw,
TF.A, TF.G, respectively), and they were then analyzed and characterized extensively to assess the
influence of their components and properties on Pb2+ sorption.
28
After trying different methods (Fabrizio et al. 2010), the lead fractionation study was carried out
by adapting the sequential method of Shuman, with the modifications suggested by (Chao et al. 1983)
method proposed for the solution of amorphous iron oxides. The Pb content was determined in all of the
fractions in order to identify its distribution amongst the soil components, making it possible to establish
the availability of the metal in the short or medium term, without chemical meteorization processes of
the primary minerals having to occur for its release.
The mineralogical composition of all horizons before and after treatment with Pb was determined.
The samples were measured in a Philips type powder diffractometer fitted with a Philips PW1710
control unit, Vertical Philips PW1820/00 goniometer and FR590 Enraf Nonius generator. The
morphology, structural distribution, and particle chemical composition of samples containing ultrafine
particles and minerals (crystalline and/or amorphous) were investigated using a Zeiss Model ULTRA
plus FE-SEM with charge compensation for all applications in both conductive and non-conductive
samples. The FE-SEM was equipped with an EDS, and the mineral identifications were made on the
basis of morphology and grain composition using both secondary electron and back-scattered electron
modes.
All the experiments were done in triplicate. The data obtained in the analytical determinations
were treated statistically using the programme SPSS version 15.0 for Windows. The results obtained in
all the determinations were the average of three analyses and were expressed on a dry material basis.
The influence of soil properties on the Pb distribution between soil fractions was determined by
correlation analysis.
RESULTS AND DISCUSSION
The soils characteristics show that there are important and significant differences, mainly
between those that can affect to heavy metal sorption and consequently to their mobility throughout the
soil. Soils pH ranges from near neutrality 7.56 (TF.G) to strong acidity 4.74 (UA.A). Organic carbon
contents range from 144.79 g kg-1 in the A horizon of DF soil and 4.34 g kg-1 in the G horizon from TF
soil. Organic carbon is a component with great importance because tends to form soluble or insoluble
complexes with the Pb, reason why they can migrate throughout the profile (Schnitzer et al. 1978).
Dissolved organic carbon (DOC) content is very low, ranging between 0.54 g kg-1 (UA.A) and 0.09 g
kg-1 (TF.G). As expected, OC contents are much lower in subsurface horizons than in superficial ones.
Therefore DOC content in all horizons studied represents a small fraction of total organic carbon
content, and it is possible to estimate that only a small proportion of added Pb will be in the soluble
complexes or organic compounds. The ratio amorphous Fe/free Fe is a relative measure of the
crystallinity degree and the age of the iron oxides. A high ratio indicates a low crystallinity degree and
that the accumulation of iron oxides is recent. This relationship is highest in the TF, increasing with
depth, therefore crystallinity degree of the iron oxides in this soil is lower than in the MU. This soil is
that the show minor relationship, coinciding with the typical characteristics of both soils.
29
The amount of Pb sorbed in the soil horizons is, in general, high due to the high concentration
used, to the higher or lower amount of Pb sorbed, the sequence was: DF.A > UA.A > MU.Bw > TF.A >
MU.A > TF.G > DF.Bw > UA.Bw. We found that in general, the surface horizons retain more Pb than the
subsurface horizons, except in the case of the Mollic Umbrisol. These results coincide with several
studies that attribute Pb sorption in soil to the content of organic material, Mn oxides, amorphous and
crystalline Fe, the CECe and the mineralogical variety of the clay. The exchangeable fraction of Pb is the
fraction that is immediately available for the plants. All of the soil components contribute to this
fraction, mainly organic material, Fe, Mn and Al oxides, and the clay fraction. This fraction is comprised
of metal ions that are weakly bonded or sorbed to the solid phase (Kabata et al. 2004), which are easily
mobilizable and are therefore available for the biota and the majority of the added Pb is mainly in
exchangeable form (Table 1). Its content varies in the different soils between 155.1 mg kg -1 in DF.A to
70.3 mg kg-1 in UA.Bw. We also observed that the surface horizons have the highest Pb content in this
fraction, except in the case of the Mollic Umbrisol, in which it is higher in the subsurface horizon (Table
1). In order to verify if the treatment of soils with a high Pb concentration in an acid medium affected the
mineralogy of the soils, we carried out a mineralogical analysis of samples from each horizon before and
after the treatment. Diffractograms of crystalline powder were obtained and the crystalline phases
present in all of the samples were quantified. The treatment with Pb considerably altered the mineralogy
of the horizons that were studied.
In general, we saw a reduction in the content of less stable minerals such as albite and muscovite,
giving rise to alteration processes and in increase in the amorphous phases involved in the sorption of
Pb, whose presence was verified by FE-SEM.
Table 1 - Pb content in each fraction from each soil horizon.
Horizon
Fraction
(mg kg-1)
UA.A
F1
128.2b, a±15.8
UA.Bw
F2
F3
F4
F5
F6
21.6b, b±1,9
19.7c, b±1.1
10.2bc, c±1.7
0.5b, d±0.0
1.6a, d±0.8
70.3e, a±4.2
9.3d, b±0.5
5.0f, c±0.5
2.0d, d±0.2
0.2b, e±0.0
0.2b, e±0.1
DF.A
155,1a,a ±11.4
37.8a, c±2.6
63.9a, b±2.6
17.9a, d±1.0
1.1a, e±0.2
ul
DF.Bw
84.1d, a±5.2
10.9c, bc±0.8
6.6e, c±0.2
6.2c, c±0.5
0.6ab, d±0.1
0.2b,d±0.0
MU.A
71.7e,a±1.3
11.0c, c±0.6
19.5c, b±0.6
8.6bc, c±0.9
0.5b, d±0.0
0.4ab, d±0.0
MU.Bw
103.2c, a±2.3
12.8bc, c±0.6
26.7b, b±3.1
11.7b, c±2.7
0.6ab, d±0.1
1.5a, d±0.4
TF.A
103.0c, a ±5.2
10.3c, c ±0.7
19.5c, b±0.1
11.5b, c ±0.1
0.6ab, d±0.1
0.6ab, d±0.1
TF.G
96.1cd, a ±0.9
4.8e, c ±0.1
10.2d, b±0.3
1.6d, d±0.0
0.2b, e±0.0
ul
F1: Exchangeable fraction. F2: Organic matter fraction. F3: Mn oxide fraction. F4: Amorphous Fe oxide fraction.
F5: Crystalline Fe oxide fraction F6: Residual fraction. ul: undetectable level.
30
The results indicate that quartz is the mineral that is most resistant to the acid medium, and
therefore the one that is least affected by adding the solution of Pb 2+.
In this study, we carried out FE-SEM analyses of the original soils and those that were treated
with Pb2+, in order to analyse the transformation of the original materials and the increase in Pb in the
treated horizons. The images obtained from the contaminated samples were used to confirm the XRD
results and to verify if new amorphous and crystalline phases were formed. The scanning electron
microscope analysis also revealed the formation and the presence of amorphous aluminium clays of
kaolinite in the original and treated soils (Figure 1) with different, mainly spherical shapes, in the soils
developed over granite (Thionic Fluvisol) and amphibolites (Dystric Fluvisol), which as indicated by
probably constitute a metastable form of kaolinite with a low degree of order and crystallinity.
Fig. 1 - Amorphous sphere of Al-Si-O-Fe with Pb gels on its surface in TF.A (a). DF.A soil: Pb gels on the surface
of amorphous aluminium clays (b); Pb gels inside pores and on the surface of noncurved packets of aluminium
clays.
CONCLUSIONS
The interaction between the organic material and the Mn and Al oxides, as well as the amorphous
Fe oxides, together with a high CECe, favours the sorption of Pb. The use of XRD and FE-SEM
techniques combined with sequential extraction was an effective tool for understanding soil sorption.
The addition of Pb, in an acidic medium, produced alteration reactions, as well as the
transformation of the most labile primary minerals. Some crystalline phases have diminished and others
such as nitratine have formed. There is an increase in the amorphous content. In the soils developed over
granite and amphibolite, spherical and curved particles of aluminium clays were detected that had
undergone decomposition processes, with the treatment carried out resulting in in pores and thick
non-curved packets of amorphous aluminium clays with a high capacity to sorb Pb.
REFERENCES
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32
FULLERENES AND METALLOFULLERENES IN COAL-FIRED
STOKER FLY ASH
Gabriel Silva e Silva*, Marcel Ferreira Braga, Amanda Nathália da Silva, Adilson Celimar
Dalmora, Marcos Leandro Silva Oliveira
Centro Universitário La Salle Canoas, RS
*
[email protected]
INTRODUCTION
The presence of fullerenes has been of great interest since their discovery in natural systems
(Kroto et al., 1985), in part because of their characteristic structure that can retain some potentially
hazardous elements. Consequently, the questions of natural occurrence of fullerenes may have
substantial environmental and human health implications should the future for multi-walled nanotubes
(MWNTs) grow as predicted.
The chemical composition of coal-combustion fly ash varies with the chemical composition of
the coal being fired and the combustion technology (Wang, 2008). In general, coal-combustion fly ash is
comprised of small solid particles, small hollow particles (cenospheres), and thin-walled hollow spheres
(plerospheres) containing both cenospheres and solid particles (Goodarzi and Sanei, 2009). Upon
combustion in a coal-fired power plant, most volatile elements in coal, such as Zn and As, will be
released into the flue gas and subsequently captured by the fly ash, with the concentration of the element
on the fly ash increasing as a function of both the decreasing flue gas temperature and the decreasing fly
ash particle size at the point of capture (Mardon and Hower, 2004; Hower et al. 2010). In contrast, the
capture of mercury, while also highly dependent upon the flue gas temperature, is also a function of the
amount and form of fly ash carbon and on the chemistry of the flue gas (summary by Hower et al.,
2010).
In this study, we are conducting a detailed study of the fine structure and the associated chemistry
of carbons in the baghouse collected fly ash from a coal-fired stoker steam plant. The petrology and bulk
chemistry of the fly ashes had been previously discussed by Mardon et al. (2008).
METHODS
Sample Collection
Selected fly ashes were collected from the baghouse hoppers of a university-based coal-fired
stoker boiler (Mardon et al., 2008). The coal source was a medium-S, Pennsylvanian-age, eastern
Kentucky high volatile A bituminous coal. The whole fly ash, sample 93261, and fractions wet screened
at 100, 200, 325, and 500 mesh were available for this study.
33
X-Ray Diffraction
The mineral composition of coal fly ashes (CFA) was determined using a Siemens model D5005
X-ray diffraction. The samples were ground by hand in a ceramic mortar and pestle, dry mounted in
aluminum holders, and scanned at 8–60u2hwith Cu K-aradiation.
Electron Beam Methods
Electron beam methods included Field Emission Scanning Electron Microscope (FE-SEM) with
energy-dispersive X-ray spectrometer (EDS) capabilities and high-resolution transmission electron
microscope (HR-TEM) with SAED (selected area electron diffraction) or MBD (microbeam
diffraction), and scanning transmission electron microscopy (STEM). Time of flight secondary ion mass
spectrometry (TOF-SIMS) and Fast Fourier transformation (FFT) were used to investigate the elemental
and molecular structure of the samples. Surface composition was determined by X-ray photoelectron
spectroscopy (XPS). Procedures for the electron beam methods are outlined in Appendix A.
Mineral Extractions
As-received coal fly ashes (CFAs) were also analysed via XRD, FE-SEM, and HR-TEM. For
appropriate geochemical interpretation, it is crucial to combine the application of XRD, FE-SEM, and
HRTEM mineralogical analyses of CFAs with sequential extraction (SE). This provides an improved
understanding of the retention behavior of mobile elements by specific carbonaceous particles, primary
minerals, and secondary soluble minerals. A brief explanation of the selected experimental conditions
and of the expected information offered by each step of the sequential extraction are presented in
Appendix A.
RESULTS AND DISCUSSION
Coal-derived fly ash is primarily comprised of <10-nm- to <100-mm-diameter glassy alumino
silicate spheres. The combustion temperature of the coal was in excess of 1300 ºC, slightly lower than
pulverized-coal combustion boilers. In the present work, we detected different structures of
metal-agglomerate-bearing carbons, including carbon fibers, graphitic particles, fullerenes, MWNTs,
and amorphous carbon.
Petrology and X-Ray Diffraction Mineralogy
As in most fly ashes, glass and amorphous carbon comprise the non-crystalline portion of the
sample, with glass comprising the majority of the fly ash. X-ray diffraction revealed the presence of a
number of mineral phases, including quartz, mullite, maghemite, magnesioferrite, wollastonite,
microcline, and albite, not all detected in each fraction. The latter three minerals, in particular, were rarer
than the other minerals.
34
Electron Beam Results
HR-TEM/EDS/SAED/MBD and Fast Fourier transformation (FFT) shows nano particles, some
containing hazardous elements. Most carbon species were found as 10-200nm carbon nano balls (Figure
1A and 1B). The fractal arranged aggregates vary in size and exhibit a microtexture consisting of
roughly concentrically stacked graphitic layers (Figure 1B). This is a form of amorphous carbon that
gives fly ash characteristics of a dark and wet powder and is a major component of smoke from the
combustion of carbon-rich organic fuels in the absence of sufficient oxygen (Chen et al., 2006). Many
hazardous-element/carbon-particle aggregates (containing, for example, Br, Mo, Se; Figure 2A) form
via a vaporization-condensation mechanism during coal combustion and the cooling of the flue gas and
fly ash in the pollution-control devices. Their presence in coal fly ash samples and the carbon content
detected by ultimate analysis and HR-TEM/EDS suggests incomplete coal combustion.
(C)
Fig.1. (A and B) Selected HR-TEM image of Al-Si-carbonaceous spheres and marked zones contain encapsulated
hazardous volatile elements by carbonaceous phases. (C) TOF-SIMS spectra of C60, C70, and C80fullerenes and
their fragment molecules.
TOF-SIMS Characterization of Fullerenes
Positive-ion TOF-SIMS analysis, maintaining a primary ion dose less than 1012 ions/cm2 to ensure
the static SIMS conditions, results in minimum surface destruction. The positive spectrum was
calibrated to H+,H2+,H3+,C+,CH+, CH2+, CH3+, C2H3+, C3H5+,C4H7+, C5H9+and C6H11+. The
negative TOF-SIMS spectrum was not considered in this study due its minimal information content and
the absence of molecular fullerene peaks.
The TOF-SIMS peaks between the mass 650 amu and 970 amu, the region where fullerene ions
should appear, is shown on Figure 2. In this region, we have detected the fullerene peaks corresponding
to C60+ at 720 amu, C70+ at 840 amu, and C80+ at 960 amu but we have also detected intermediate
fragments which correspond to the consecutive loss of two units of carbon (C 2 loss) from each of the
35
principal fullerene molecules. Therefore, from C 60 + and due to carbon depletion phenomena, we have
detected C58 + and C56+. From C70+ we have also detected C68+,C66+, C64+, and C62+ and from C80
+
we
have detected C78+ ,C76+ ,C74+, and C72+ . This phenomenon of loss or depletion of two carbons in
fullerenes has been reported by Foltin et al. (1993) and Kato et al.(2008).
Volatile Element Behavior
Hazardous-element-bearing anthropogenic nanoparticles and secondary nanominerals are
attracting attention due to their unique role as agents of elemental transport and their enhanced reactivity
in thermal systems. The behavior of nanoparticles and nanominerals in anthropogenic systems within
coal-fired power plants is still not well understood due to a lack of experimental evidence about their
physical-chemical properties. While a decrease in particle size to the nanoscale level can promote phase
instability due to the increase in surface energy, information is needed on how nanoscale effects
influence the occurrence of nanoparticles at high-temperature conditions. In general, the combustion of
coal results in a redistribution of the solid by products into approximately 20-25% bottom ash, 75-80%
fly ash, and <0.5% fine particles emitted from the stack. Inoxidizing environments in coal-fired power
plants, metals tend to be converted into (or trapped by) less-volatile compounds, such as oxides, sulfates,
amorphous aluminosilicates, and carbonaceous phases. The volatile trace element behavior of As, Hg,
Se, Pb, and Cr were observed mainly in individual particles (usually occurring as individual <100
nm-size particles).
CONCLUSION
Fly ashes collected from the baghouse of a university-based coal-fired stoker boiler were
analyzed by XRD and a number of electron beam techniques, including HR-TEM, TOF-SIMS, XPS,
and FE-SEM. The fly ashes, derived from an eastern Kentucky high volatile A bituminous coal, were
dominated by an Al-Si glass and fine carbon. XRD results showed that the mineral phases included
quartz, mullite, maghemite, and magnesioferrite; with lesser amounts of wollastonite, microcline, and
albite in some of the samples. At the level of resolution available with HR-TEM, it is not possible to
determine if the metals are bound within the fullerene balls or to the side of the structure. In either case,
the association with the carbons contributes to the retention of trace metals in fly ashes.
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37
NANOMINERALS AND ULTRAFINE CARBON PARTICLES OF SANTA
CATARINA, SOUTHER BRAZIL
Manuela F. Lombardo1*, Sheila C. Correa1, Fernando Molossi1, Camila L. Dias1, Silvio R.
Taffarel1, James C. Hower2
1
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
2
University of Kentucky Center for Applied Energy Research, Lexington, KY, 40511, USA
*
[email protected]
INTRODUCTION
Spontaneous combustion of coal can occur within coal deposits, active or abandoned coal mines,
cleaning and piles of coal waste produced by its processing. Coal fires is not a recent phenomenon;
Worldwide, the burning of waste coal, cause air pollution, environmental degradation, and can threaten
the health and life of the residents who live nearby (Finkelman, 2004; Querol et al, 2011).
The self-combustion of coal is responsible for the destruction of an important, environmental
pollution, and toxic gas emission energy resource, exposing humans and wildlife to toxic substances and
particles.
Exhaustion of coal fire is characteristically enriched in nanoparticles; toxic and greenhouse gases;
volatile organic compounds and inorganic; organometallic compounds, and other components (Carras et
al, 2009; Engle et al., 2012).
The main components of this work are: (1) sampling of areas of solid waste from burning coal
piles (CWP) in Brazil; (2) to investigate a potential method for estimating the emission of nanomaterials
based on direct measurements; (3) identification of toxic by-product of spontaneous combustion and
possible effects on human health; and (4) provide the scientific community with nano mineral estimate
emissions of coal fire zones in Brazil.
The present study provides data not previously available bulk characterization, and thus
contributes to the further analysis of the environmental and health impacts of burning coal waste.
Study area
Sandstones (primary sedimentary rocks in the area), siltstones, shales and coal seams were
deposited in the Rio Bonito Formation. Geological structures formed were responsible for a mosaic of
sedimentary blocks that outlined the coal fields of open pit mines and underground mining in the Basin
Coal Santa Catarina.
38
Within this structural framework, in the northeast striking faults not just determine the exposure
more than 30 km of coal bed around Cechinel White Clay Hill, but also the relief of the floor coal bed.
The coal-mining region of Santa Catarina has been classified national, as an environment in peril by a
Federal Decree 1980 So, this area received special assistance from the Government to address concerns
about the pollution of soil and water quality. It also allowed the mining industry to meet the demand of
thermal coal to Brazil, protecting the environment.
MATERIAS AND METHODS
Were collected from three sites in Santa Catarina, 7 samples of minerals by city. And blooms of
white color (characterized as salammoniaco, gypsum and minor sedimentary rocks), and yellow
(jarosite) were in an area of Urrusanga.
A multi-analytical methodology applied in this study includes X-ray diffraction powder (XRPD),
transmission of high resolution (HR-TEM) electron microscopy, Raman. The samples were lightly
homogenized in the sample holder to ensure the surface flatness required for this technique. It is
necessary to apply other methods, such as Raman, confocal Spectra. Raman analyzes were performed on
minerals and extended scans were performed on each sample grains. The suspension was pipetted into
lacy carbon films supported on Cu grids (200 mesh) and allowed to evaporate before inserting the
FE-SEM and HR-TEM.
Detailed sequential extraction methodology is to specify forms element / mineral present in
different fractions depending on the solubility in various reagents used for the stages of leaching
(Huggins, 2002;).
1) For the water-soluble fraction, 1 mg of sample was mixed with ultrapure water (1 ml) with a
conductivity of 0.1-0.5 mS / cm. The samples were shaken for 4 h, centrifuged and filtered. The solid
fraction was dried, suspended in acetone, pipetted into separate lacy carbon films supported by Cu grids
to evaporate before inserting the FE-SEM and HR-TEM.
2) Samples containing iron and aluminum oxyhydroxides / sulfates were extracted with water and
ammonium oxalate, 1 mg of a sample was mixed with ammonium oxalate (1 ml) reagent (28 g / L of
ammonium oxalate + 15 g / L oxalic acid solution, pH ~ 2.7).
3) To the residual organic material after steps 1 and 2, a sample of 0.1 mg of mineral was admixed
with dimethyl sulfoxide (1 mL). The samples were shaken in the dark for 12 h, then centrifuged and
filtered.
Subsequently, samples were separated by sequential extraction, placing a Teflon-coated magnet
wrapped in parafilm a solution of slurry of samples separated by shaking vigorously rinsed collected
magnetic particles.
39
Table 1. Mineral and nanoparticles identified in materials and neo-formed deposits associated.
Analytical methods: a = FE-SEM, Raman = b, c = HR-TEM, d = XRPD.
Mineral
Urussanga
Siderópolis
Criciúma
Mineral
Urussanga
Siderópolis
Calcite
a,d
a,b,d
a, b, d
Albite
c
c
Chlorite
d
c, d
Illite
d
d
Kaolinite
a, d
a, b, c
b, c, d
Siderite
a, c, d
Anatase
d
c, d
Brucite
a, d
a, d
Chromite
Goethite
a
Gibbsite
Hematite
a, b, c, d
Maghemite
c, d
Criciúma
d
b
b
Metakaolin
a, b
a, c, d
a, b, c, d
a, c, d
a, c
Mullite
a, b, c
a, b, d
a, c, d
c, d
c, d
Anhydrite
c, d
d
c, d
a, b, c, d
a, b, c, d
Barite
a, c, d
a, b, c
a, b, c
Epsomite
a, b, c
a, c, d
a, b, c, d
c
Gypsum
a, b, d
a, b, c
a, c, d
c
Magnetite
c, d
Quartz
a, b, c
a, b, c
a, b, c
Halotrichite
d
d
b, d
Rutile
c, d
c, d
c, d
Hexahydrite
d
b, d
a, b, d
Monazite
a, c
a
Jarosite
a
a, b, c, d
a, d
Galena
b, d
b, d
b
Salts
Halite
a, b
a, b, c, d
a, b, c, d
Pyrite
a
a, c
Bararite
a
a, c, d
a
Sulphur
a, b, d
a, d
a, b, c, d
Salammoniac
a, b, d
a, b, c, d
b, c, d
Fullerene
c
c
c
Amorphous
a, b, c
a, b, c
a, b, c
RESULTS AND DISCUSSION
Describe ultrafine and nano particles minerals associated with spontaneous combustion of waste
coal is a complex task involves three steps: mapping, modeling and monitoring. Huge amounts of
mineral nano and ultrafine particles that contain harmful elements may have been issued over many
years by spontaneous combustion in abandoned coalmines, in Santa Catarina.
When the Brazilian coal burning, elements such as As, Cd, Cl, F, Hg, Pb, Se, Sr, are emitted into
the atmosphere, and / or maintained ultrafine particles. Some nanominerais are the same as those
associated with acid drainage from coal mine and other environments where the oxidation of sulfides
occurs as jarosite, epsomite, halotrichite, pickeringite, and schwertmannite (Table 1). Small particles are
soluble and more likely to cross the gastric mucosa, to be efficiently adsorbed in human tissues. Based
on xrdp data on the composition of the materials constituting the waste piles indicate that salammoniac,
gypsum, illite and quartz are the main constituents of the samples collected from waste piles of Santa
Catarina (Table 1).
40
Analysis of selected area electron diffraction combined with FFT provides information on the
carbon nanostructure, and variations in structural or non-structural order of the graphite. The firing
temperature of the piles of waste coal is around 900-1300 ° C (Ribeiro et al, 2010ª.) And these
temperatures produce fullerenes and nanotubes -materials Wall Carbon. The crystallinities of materials
in the different samples suggest that the particles in the waste piles have a variety of high temperature.
Many minerals sulfate, elemental sulfur; and other compounds of S-Cl-NH, Hg, As, Pb, and Se
were detected in burning coal. The epsomite dehydration of the hexahydrate is strongly dependent on
the relative humidity. The results contradictory to many studies on the subject confirm the complex
behavior of these sulfate salts. In this case, the relative abundance of these two phases can be expected to
be variable depending on environmental conditions.
CONCLUSIONS
The cleaning of coal piles on the old mine in the state of Santa Catarina represent environmental
concerns due to its influence on soils and river sediments. This first study of spontaneous combustion of
coal Brazilian allowed the identification of the particle effects on the environment and human health.
Dehydration of jarosite can lead to the formation of Fe-sulphate and hematite. Hematite, to some extent,
Cr, Hg and many other dangerous elements in mineral structure, was observed in association with
jarosite. Moreover, it revealed the presence of fullerene nanotubes and multi-walled carbon containing
hazardous elements. This suggests that the particles experience a high thermal range of temperatures.
These Brazilian information will be beneficial to the understanding of human health and environmental
impacts of coal fires, the importance of national and global scales and toxic nanoparticles from coal
burning elements, as well as the understanding of the environmental controls on coal fires and related
emissions.
REFERENCES
Finkelman, R.B., 2004. Potential health impacts of burning coal beds and waste banks. Int.J. Coal Geol.
51, 19–24.
Querol, X., Zhuang, X., Font, O., Izquierdo, M., Alastuey, A., Castro, I., van Drooge, B.L., Moreno, T.,
Grimalt, J.O., Elvira, J., Cabañas, M., Bartroli, R., Hower, J.C., Ayora, C., Plana, F., López-Soler, A.,
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coal waste gobs: a review and new experimental data. Int. J. Coal Geol. 85, 2–22.
Carras, J.N., Day, S.J., Saghafi, A., Williams, D.J., 2009. Greenhouse gas emissions from low
temperature oxidation and spontaneous combustion at open-cut coal mines in Australia. Int. J. Coal
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Engle, M.A., Radke, L.F., Heffern, E.L., O'Keefe, J.M.K., Hower, J.C., Smeltzer, C.D., Hower, J.M.,
Olea, R.A., Eatwell, R.J., Blake, D.R., Emsbo-Mattingly, S.D., Stout, S.A., Queen, G., Aggen, K.L.,
Kolker, A., Prakash, A., Henke, K.R., Stracher, G.B., Schroeder, P.A., Román-Colón, Y., Schure, A.,
41
2012. Gas emissions, minerals, and tars associated with three coal fires, Powder River Basin, USA. Sci.
Total Environ. 420, 146–159.
Huggins, F.E., 2002. Overview of analytical methods for inorganic constituents in coal. Int. J. Coal
Geol. 50, 169–214.
42
GASEOUS EMISSIONS AND SUBLIMATES COAL FIRE TRUMAN
SHEPHERD, FLOYD COUNTY, KENTUCKY: ONE MORE RESEARCH
AFTER ATTEMPTED MITIGATION OF FIRE
Adilson Celimar Dalmora1*, Sheila C. Correa1, Fernando Molossi1, Camila Dias1, Silvio R.
Taffarel1, James C. Hower2
1
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
2
University of Kentucky Center for Applied Energy Research, Lexington, KY, 40511, USA
*
[email protected]
INTRODUCTION
Coal fires destroy and isolate energy resources, contribute to water pollution, are a health hazard
as sources of toxic gases, and pose a threat to infrastructure such as highways and gas wells (Carras et
al., 2009; Zhao et al., 2008). The Truman Shepherd fire is burning in abandoned mine in the high volatile
A bituminous Pennsylvanian-age Upper Elkhorn No. 3 coalbed in Floyd County, Kentucky, very close
to the Knott County line.
At the time of our initial 2009 investigation (O'Keefe et al., 2010), the emissions were from
abandoned mine. In 2009, the U.S. Office of Surface Mining attempted to extinguish the fire by
pumping a mixture of 0.5–1.0% foam with water. This phase of the project was halted when the foam
was found in the well water of nearby houses. The fire proved to be burning deeper than the excavation
and, ultimately, funding limitations brought an end to the project and the oversight was turned over to
Kentucky's Department of Abandoned Mine Lands. The fire continues to burn, prompting this
investigation of the reconfigured site.
METHODS
Vent gas and soil temperatures were measured, the cross-sectional area of each vent was
calculated from the length and width measurements, and the location was determined for each vent.
Gas emissions from coal fires occur by two processes: advection transport of gas through vents
and other surface openings, and upward diffusion and possibly advection through soils and overburden.
The latter is particularly important in settings with relatively unconsolidated overburden (Engle et al.,
2012) The emission (E) of each coal-fire gas component exhaled from a vent was calculated using: Ei ¼
CiVA ð1Þ
43
Air samples directly enter into the absorption cell. A 253.7-nm ultraviolet beam passes through
the cell; any Hg vapor in the air will absorb some of the UV radiation. The amount of absorbed radiation
is proportional to the mercury concentration of the air (the Beer–Lambert Law).
Depending on the size of the vent, between one and five points, each consisting of between 36 and
64 velocity (and standard deviation of the velocity) measurements, were measured inside each vent
where sequential gas flow measurements were taken. The remaining variables (temperature, density,
pressure, and relative humidity) were measured once for each measurement point. The entire process
required ~5–10 minutes per vent and, thus, measurements represent average conditions over that period.
Fig. 1. Temperature versus time of day for all days for data logger installation in vent 4.
Fig. 2. 3-D principal component analysis case score plot for the first three axes of the analysis. This plot
demonstrates that emissions from individual vents are driven primarily by relative humidity (axis 1), as well as by
barometric pressure (axis 2). Axis 3 (depth) has a negligible impact on the overall shape of the plot, however,
results from flow rate.
Gas samples were collected at the same four vents during the July and November 2011 and
January 2012 visits in electropolished, stainless steel, evacuated canisters. Gas analyses for a suite of
carbon-bearing gases, were performed on a gas chromatographic system with quality assurance/quality
control and analytical methodology.
The X-ray powder diffraction pattern (XRPD) was collected by measuring the scintillation
response to Cu Kα radiation versus the 2Θ value over a 2Θ range of 2–65, with a step size of 0.02°, and
44
counting time of 4-s per step. The semi-quantification of the individual crystalline phases in each
samples were determined using the program Match! The samples were ground by hand in a ceramic
mortar and pestle, dry mounted in aluminum holders, and scanned at 8–60° 2θ with Cu-Kα radiation.
For analyses, the data set was restricted to vent flux data for CO2, CO, CH4, and H2S, as
measurements of these gasses were made for all vents at each visit. The driving factors were limited to
flow rate, temperature, relative humidity, and barometric pressure.
RESULTS AND DISCUSSION
Vent dynamics
As noted above, attempted abatement of the Truman Shepherd fire occurred in fall of 2009 and by
spring of 2011, the fire was once again venting from the abatement site. By November this had increased
to six, as a new vent became active in a new fissure in the highwall to the east of the original vent 5. By
January 2012, an additional four vents were active: three along the highwall between vents 1 and 2 and a
fourth in the highwall between vents 3 and 4. Vents 7–9 appear to be exhausting through the rubble pile
that was used to block fissures addressed during the abatement process. There are not, at this point,
visible fissures in the highwall adjacent to these vents.
Overall, the fractures which later become the vents seem to have been established in the highwall
prior to the time of excavation. A local resident who met with the team in January 2012 commented that
following periods of rain or snow, more emissions are visible. This implies overall good connectivity to
the surface water regime.
Temperature variations
The vent 4 temperature varied from about 28 to 44 °C over the time of the data collection. The
temperature excursions can occur at any time during the day, but the most activity is during the daylight
hours (Fig. 3) when the highwall face is exposed to sunlight. Hower et al. (2012), in a study of
down-vent temperatures variations at the Lotts Creek coal fire, Perry County, Kentucky, also saw some
relationship between greater temperature and the time of day, with the most extreme temperature
gradient developing in the later morning continuing through the afternoon.
Gas emissions
Data collected displays a general trend of decreasing carbon dioxide and carbon monoxide
emissions from July through January. In July and November, vents 3 and 5 had the greatest CH4, CO,
and CO2 emissions (reported as mg/s and as tons/year), while in January, vents 4 and 6 had the greatest
CH4, CO, and CO2 emissions. Overall, methane emissions were greatest in November.
Principal Component Analysis (PCA) was based on nine variables (vent area, flow rate, T,
relative humidity, emission density, barometric pressure, CO2 vol.%, CO ppm, and CH4 vol.%) for 21
45
sets of vent measurements. Ideally, it would be preferred to have a larger ratio of vents to variables, but
we are constrained by the number of active vents over the course of the three trips. The PCA loadings on
each axis plotted in Fig. 4. Axis 1, the major PCA axis, is loaded primarily by the variable “relative
humidity.” Axis 2, is loaded primarily by the variable “barometric pressure,” and axis 3 is negatively
dominated by flow rate. As seen in Fig. 4, there is some overlap in the distribution of vent emissions
from January and July. This is largely due to relatively high humidity for vent 4 in January. Further
examining these results, the type of carbon emissions themselves vary with relative humidity: where
relative humidity is lower, more CO2 is emitted, indicating either more complete combustion is
occurring. The amount of moisture in the system appears to be a major driving factor for the Truman
Shepherd fire.
Mercury emissions span one order of magnitude, from 0.06 kg/yr at vent 2 to 0.6 kg/yr at vent 1,
with vents 3 and 5 having values of about 0.3 kg/yr. For the November 2011 sampling, vents 1, 3, and 5
had the greatest Hg flux (ng/s/m2). By January 2012, vents 2, 4, and 6 had exceeded the flux of vents 1,
3, and 5, with vent 6 having a flux of 274 ng/s/m2. In comparison, Engle et al. (2012) measured Hg
fluxes of 950 ng/s/m2 at the Ankney fire in Wyoming. The Ankney vents, however, have a much larger
area than most vents we have encountered in eastern Kentucky. The Truman Shepherd Hg flux is similar
to values determined by O'Keefe et al. (in preparation) on the Ruth Mullins fire in eastern Kentucky. It is
difficult to compare the emission rates since the structure of the vents changed considerably as a result of
the attempted abatement.
Volatile organics
The volatile organic compounds encountered in coal fire vent emissions include greenhouse gases
(methane) and toxic, carcinogenic,mutagenic, and hallucinogenic compounds. In close proximity to the
vents, the eight-hour exposure limit of 100 ng/g and the 50 μg/g 10-minute maximum during an
eight-hour work shift could be exceeded. This study is the first among our coal fire investigations in
which we could sample the same four vents at each of the analysis times.
For some of the Truman Shepherd volatile organics, including CO2, CO,methane, butane, and
benzene, the November 2011 concentrations are higher than the July 2011 or January 2012
measurements. The July and January CO/CO2 ratios are significantly higher that the November CO/CO2
ratio, suggesting more efficient combustion in November than in the other months. The overall trend
could be a reflection of changes in the dynamics of the fire, the proximity of the fire front to the
measuring points. The volatile organics could have a relationship to the coal rank, with lower rank coals
having more cleavable functional groups. In future investigations, we plan to address this issue by way
of comparative studies of gases generated from coals of varying rank.
46
REFERENCES
Carras, J.N., Day, S.J., Saghafi, A., Williams, D.J., 2009. Greenhouse gas emissions from
low-temperature oxidation and spontaneous combustion at open-cut coal mines in Australia.
International Journal of Coal Geology 78, 161–168.
Zhao, Y., Zhang, J., Chou, C., Li, Y., Wang, Z., Ge, Y., 2008. Trace element emissions from spontaneous
combustion of gob piles in coal mines, Shanxi, China. International Journal of Coal Geology 73, 52–62.
O'Keefe, J.M.K., Henke, K., Hower, J.C., Engle, M.A., Stracher, G.B., Stucker, J.D., Drew, J.W.,
Staggs, W.D., Murray, T.M., Hammond III, M.L., Adkins, K.D., Mullins, B.J., Lemley, E.W., 2010. CO,
CO2, and Hg emission rates from the Truman Shepherd and Ruth Mullins coal fires, Eastern Kentucky.
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Engle, M.A., Radke, L.F., Heffern, E.L., O'Keefe, J.M.K., Hower, J.C., Smeltzer, C.D., Hower.
J.M., Olea, R.A., Eatwell, R.J., Blake, D.R., Emsbo-Mattingly, S.D., Stout, S.A., Queen.
G., Aggen, K.L., Kolker, A., Prakash, A., Henke, K.R., Stracher, G.B., Schroeder, P.A., Román-Colón,
Y., ter Schure, A., 2012. Gas emissions, minerals, and tars associated with three coal fires, Powder River
Basin, USA. The Science of the Total Environment 420, 146–159.
47
STUDY OF FLY ASH FROM THERMAL POWER PLANT DURING THE
COAL CO-COMBUSTION WITH DIESEL OIL
Fernando A. Molossi*, Bianca D. Lima, Rivana Modesto, Marcos L.S. Oliveira
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
Approximately 1,5% of the electricity generated in Brazil is produced by seven coal-fired power
plants in the states of Rio Grande do Sul, Santa Catarina, and Paraná. These plants produce 3 Mt of
ashes per year, which consist of 65-85% fly ash and 15-35% bottom ash and are a source of particulate
material with high concentrations of toxic elements.
In this work we aim to provide a multi-analytical approach to understand the implications of
coal ash materials. A key constituent of this study was the identification and analysis of nano-particles
in the different CFA, an area of research with potentially great environmental significance but about
which very little is currently known. At the time of sampling, two of the units were being co-fired with
a mixture of fuel oil and diesel oil as part of the boiler start-up procedure. The opportunity was,
therefore, taken to investigate the influence of oil co-firing on the resulting coal combustion products.
Little attention has been paid to the effects of co-firing with oil during start-up, even though this
process may also have a significant impact on fly ash characteristics.
METHODS
Sampling
Fly ash samples were obtained from the largest coal-fired power plant in Brazil, located in Santa
Catarina State, which generates 857 MW (figure 1). The incineration temperature in the combustion
chamber is ca. 1000-1500 oC, and about 98.5% of the fly ash is captured in the electrostatic
precipitators (ESP).
48
Figure 1: Jorge Lacerda Thermoelectric Complex
A total of 7 CFA samples were collected from the ESP over a five-day period. The CFAs from
Units 3 and 4 (Samples CFA 6 and CFA 7) were taken while oil was co-fired with coal as a means of
starting up the respective boiler systems. Representative samples of around 15–20 kg of fly ash were
collected from each unit. Samples of fresh dry fly ash were also collected from the current station
output immediately prior to emplacement at the dry disposal site. The CFA characteristics have
changed little over time due to the essentially constant geological source of the coal supplied.
Analytical procedures
The morphology, structure, and composition of ultrafine minerals were investigated using a
FE-SEM Zeiss Model ULTRA plus with charge compensation for all applications on conductive as
well as non-conductive samples and a 200 keV JEOL-2010F HR-TEM equipped with an Oxford
energy dispersive X-ray detector, and a scanning (STEM) unit. The FE-SEM was equipped with an
energy-dispersive X-ray spectrometer (SEM-EDX) and the mineral identifications were made on the
basis of morphology and grain composition using both secondary electron and back-scattered electron
modes. The crystalline mineralogical composition of fly ashes was determined by means of a Siemens
model D5005 X-ray diffraction (XRD).
All samples were acid digested following a two-step digestion method devised to retain volatile
elements in coal dissolution; this consists of a HNO3 hot extract followed by a HF: HNO3:HClO4 acid
digestion of the residue. The resulting solution was then analyzed by Inductively Coupled Plasma
Atomic-Emission Spectrometry (ICP-AES) for major and selected trace elements, and by Inductively
Coupled Plasma Mass Spectrometry (ICP-MS) for most trace elements. The digestion of international
reference materials (SARM-19) and blanks was prepared following the same procedure. Analytical
errors were estimated at <3% for most of the elements and around 10% for Cd, Mo, and P. In addition,
Hg analyses were made directly on solid samples using a LECO AMA 254 gold amalgam atomic
absorption spectrometer and total organic carbon, S and N contents were determined using LECO
CHNS-932.
49
RESULTS AND DISCUSSION
Distribution of elements
Table 1 summarizes the concentration of major and trace element contents in the studied fly
ashes samples. The high concentrations of trace hazardous elements reported in this study for the bulk
coal ash (Table 1) are expected to magnify, as fine fractions of CFA (which may be resuspended and
deposited in the human respiratory system) are often enriched in hazardous elements.
Table 1: Concentration of major and trace elements in coal fly ash.
Values reported on a dry bulk basis.
A number of these elements have higher concentrations in the samples collected during co-firing
operations (CFA6 and CFA7) than in the other previous published ashes where the coal was
combusted under normal operating conditions. As and Hg displayed more than one order of magnitude
enrichment in the co-fired CFAs, while the concentrations of Bi, Cd, Ga, Ge, Mo, Pb, Sb, Se, Sn, Tl,
W, and Zn were 2-4 times higher.
Mineralogy e nanomineralogy
Quartz and mullite are the dominant crystalline components in the CFA, followed by
maghemite. Traces of anhydrite, rutile, and hematite are also present in a few samples. The CFAs
contains a high proportion of amorphous matrix, mainly derived from reactions in the mineral matter
of the coal at high temperatures during combustion. Especially in the case of CFA6 and CFA7
50
collected during oil co-firing, it also contains significant proportions of unburnt carbon, arising from
incomplete combustion of the organic matter.
The chemical composition and morphology of 73 sub-micronic spheres studied in the CFAs
(Figure 2) revealed the common presence of aluminosilicate glass, ferrian spinel, hematite; magnetite,
mullite, and quartz. The composition of these metal-bearing spheres is extremely variable, this being a
likely consequence of gradients in the high temperature reactions that take place during combustion.
Figure 2: FE-SEM illustration of submicronic spheres, containing Zr, Ni, Mg, Al and a general EDS (spectrum
contains Cu from Grid).
CONCLUSIONS
Our study demonstrat the abundance and chemical complexity of metalliferous sub-micronic
particles in CFA. The most common hazardous elements observed in these particles are Al, Cr, Fe, K,
Mg, Ni, Si, Ti, and Zr (FE-SEM and HR-TEM study) although other toxic trace elements such as As,
Be, Cd, Co, Cu, Hg, Li, Mn, Mo, Pb, Se, U, Th, V, and Zn may also be present (ICPs and LECO
studies). Considering the high-temperature environment, many of these sub-micronic particles are
spheroidal, and many are characterised by chemically heterogeneus aluminosilicate minerals and
glasses. The present study has shown that the CFA generated when diesel co-firing is used may have
different proportions of unburnt carbon and retained sulphur and different trace element
characteristics.
REFERENCES
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Levandowski J, Kalkreuth W, Chemical and petrographical characterization of feed coal, fly ash and
bottom ash from the Figueira Power Plant, Paraná, Brazil. International Journal of Coal Geology 77
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Ptolemais-Kozani area, northern Greece, as determined by ESEM-EDX. Int. J Coal Geol. 2008, 73,
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Navarrette B., Vilches, L.F., Canadas, L., Salvador, L., 2004. Influence of start-ups with fuel oil on the
operation of electrostatic precipitators in pulverized coal boilers. Environmental Progress 23(1),
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Quispe D, Pérez-López R, Silva LFO, Nieto JM . Changes in mobility of hazardous elements during
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Silva, L.F.O., Ward, C., Hower, J., Izquierdo, M., Waanders, F., Oliveira, M., Li, Z., Hatch, R., Querol,
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Ward, C.R., French, D., 2006. Determination of glass content and estimation of glass composition in
fly ash using quantitative X-ray diffractometry. Fuel 85, 2268–2277.
52
AVALIAÇÃO DA ATIVIDADE ANTINOCICEPTIVA DO RESVERATROL
ASSOCIADO AO ÓLEO DE ARROZ EM FIBROMIALGIA EM
CAMUNDONGOS
Adriana Ester Scheffler Reinicke*, Alessandra Hubner de Souza
Universidade Luterana do Brasil – ULBRA – Canoas, RS
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
A dor é um fenômeno multidimensional, envolvendo aspectos físico-sensoriais e aspectos
emocionais. Segundo a Associação Internacional para o Estudo da Dor (IASP) define dor como: "Uma
experiência sensorial e emocional desagradável associada com danos reais ou potenciais em tecidos, ou
assim percepcionada como dano”. (Merskey, 1994 apud Braz et al., 2011).
A Fibromialgia (FM) é uma síndrome crônica, caracterizada por dor musculoesquelética
generalizada não inflamatória e presença de no mínimo 11 dos 18 pontos sensíveis específicos à
palpação, denominados como pontos dolorosos (tender points) (Scotton et al., 2010). É considerada uma
síndrome porque engloba uma série de manifestações clínicas como dor, fadiga, indisposição, distúrbios
do sono, sensibilidade nas articulações, músculos e tendões, depressão e ansiedade.
Em relação ao tratamento existem duas frentes que se abrem como opção: a medicamentosa e a
não medicamentosa. A não medicamentosa é por meio de exercícios físicos, que pode promover um
relaxamento nos locais de dor, melhorando os sintomas e a qualidade de vida. Já as opções
medicamentosas há uma variedade, mas nenhuma com total efetividade. São utilizados
anti-inflamatórios, antidepressivos e analgésicos.
Um dos medicamentos utilizados no tratamento da fibromialgia é a Gabapentina e a Pregabalina,
compostos estruturalmente relacionados e ambos são derivados do neurotransmissor inibitório ácido
gama-aminobutírico (GABA). Estudos mostram que estes fármacos atuam inibindo as correntes de
cálcio.
Estudos realizados mostram que o Resveratrol (RSV) (3,4,5-tri-hidroxiestilbeno) é um composto
fenólico encontrado principalmente em uvas e no vinho tinto possui ação anti-inflamatória, antioxidante
e tem atividade antinociceptiva. Estudos utilizando o RSV em dois modelos de dor aguda induzida por
Capsaicina e Glutamato, mostrou que o mesmo apresentou atividade antinociceptiva em camundongos e
foi possível estabelecer diferentes mecanismos de ação do mesmo na nocicepção.
A indústria farmacêutica e cosmética vem estudando cada vez mais a ação antioxidante do RSV
como uma opção alternativa ao butil-hidroxi-tolueno (BHT). O motivo por tal interesse é que o RSV
possui ação antioxidante muito superior ao BHT e ser de origem natural (Lange; Heberlé; Milão, 2011).
53
O óleo de arroz (OA) é uma outra substancia que vem sendo muito estudada, ele é rico em um
elemento chamado gama-orizanol que contém propriedades antioxidantes e tem potencial para reduzir
concentrações de lipídios do plasma. Esta substância não aparece em outros óleos vegetais
(Paucar-Menacho et al., 2007).
Estudos demonstram que o Resveratrol associado ao óleo de arroz possui atividade
anti-inflamatória marcante, mesmo quando utilizado em uma dose 10 vezes menor o Resveratrol, ou
seja, essa associação potencializou a ação anti-inflamatória do Resveratrol.
Com base nessas informações da ação anti-inflamatória, antioxidante e atividade antinociceptiva
do Resveratrol e das propriedades antioxidantes e hipocolesterolêmicas do óleo de arroz que diminui os
níveis de lactato, foi testado um modelo de fibromialgia induzidos em camundongos utilizando modelos
de nocicepção e depressão.
Objetivo geral
Verificar a ação antinociceptiva do Resveratrol (RSV) associado ao óleo de arroz (OA) na
fibromialgia induzida em camundongos, utilizando modelos de nocicepção e depressão.
MATERIAL E MÉTODOS
Animais
Foram utilizados camundongos, pesando entre 30 e 35g. Os animais foram mantidos sob a
temperatura de 22 + 2ºC e umidade de 60 – 80% controladas, e ciclo claro-escuro de 12-12h, no Biotério
da Ulbra.
Drogas
Foram testados os efeitos antinociceptivos do Resveratrol associados ao óleo de arroz (100
mg/kg).
Modelo experimental
O modelo de fibromialgia foi induzido através da administração de uma dose de 0,25 mg/kg de
Reserpina, via subcutânea, por um período de três dias.
Grupos Experimentais
As análises foram feitas em seis grupos: 1) Grupo controle (salina); 2) Grupo Reserpina; 3) Grupo
Reserpina + RSV; 4) Grupo Reserpina + Óleo de arroz; 5) Grupo Reserpina + RSV + Óleo de arroz; 6)
Grupo Pregabalina. Utilizando os seguintes testes experimentais:
54
Alodínia mecânica
A alodínia mecânica foi avaliada utilizando os filamentos de Von Frey (Dixon,1980), que foram
direcionados perpendicularmente à superfície plantar dos camundongos testando a sensibilidade aos
vários filamentos; Foram analisadas as respostas em relação à tensão-resposta aos vários filamentos, que
produzem diferentes graus de estimulação mecânica (inócua ou nociva).
Hiperalgesia térmica
Hiperalgesia térmica foi avaliada utilizando a placa quente com temperatura de 50 + 0,1ºC
(Ankier, 1974), onde a resposta nociceptiva foi avaliada pelo tempo no qual os animais levam para
lamber as patas ou saltar da mesma, estabelecendo um limite de 30 segundos de permanência, de forma
que não haja lesão tecidual.
Campo aberto
Este teste permite uma avaliação da atividade estimulante ou depressora de um dado composto. O
campo aberto é um teste para ansiedade avaliando a atividade exploratória dos camundongos (número
total de cruzamentos), já que é natural o animal explorar ambiente novo.
Teste do nado forçado
Teste do nado forçado considera a imobilidade como um índice do estado depressivo. Sendo que
com os tratamentos dos camundongos com fármacos antidepressivos causa uma redução no tempo de
imobilidade, sendo assim os animais foram colocados dentro de um cilindro de PVC contendo pelo
menos 30 cm de profundidade de água à temperatura entre 24 a 30ºC. Os camundongos quando
colocados na água geralmente nadam, porém no estado depressivo eles param de nadar, e passam a um
estado de flutuação. (Borsini; Meli, 1989).
RESULTADOS
Alodínia mecânica
O Resveratrol associado ao óleo de arroz administrado cronicamente por via oral apresentou
efeito antialodínico no teste da Alodínia mecânica utilizando os filamentos de Von Frey, com melhora de
100% na sensibilidade aos vários filamentos de Von Frey.
55
Placa quente
No tratamento com Resveratrol + óleo de arroz, foi possível verificar o efeito antinociceptivo
deste composto na dor de origem térmica, no qual o tratamento se mostrou eficaz no tempo de
permanência dos animais na placa quente. Quanto maior o tempo de permanência na placa menor é a
sensibilidade dos animais.
Campo aberto
Esse teste mostrou que o tratamento com RSV + OA teve o melhor desempenho dos animais no
número de cruzamentos, estavam mais ativos em relação aos animais que receberam os outros
tratamentos, revertendo o estado depressivo dos camundongos.
56
Teste do nado forçado
Os camundongos com tratamento de RSV + AO tiveram o menor tempo de imobilidade, e o
tratamento somente com Resveratrol e somente com óleo de arroz também teve um ótimo desempenho
dos animais revertendo o estado de depressão.
CONCLUSÃO
O tratamento realizado com Resveratrol associado ao óleo de arroz mostrou ser potencialmente
útil para a sintomatologia da fibromialgia, revertendo os quadros de nocicepção e depressão dos
animais.
REFERÊNCIAS
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Pharmacol, v. 27, p.1-4, 1974.
Braz, A L. et al. Non-pharmacological therapy and complementary and alternative medicine in i
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Psychopharmacol 94: p.147-161, 1989.
Chaitow, Leon. Síndrome da fibromialgia: um guia para o tratamento. Barueri : Manole, 2002.
Lange, M K; Heberlé, G; Milão, D. Avaliação da estabilidade e Atividade antioxidante de uma emulsão
base de Não-Iônica contendo resveratrol. Braz. J. Pharm. Sci. São Paulo, vol.45, n.1, 2009.
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intensidade dos sintomas e seu impacto na qualidade de vida. Rev. Bras. Reumatol, São Paulo, v. 49, n.
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57
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julho 2010.
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practice. Hippokratia, Salonica, v. 14, n. 2, p.71-75, 2010.
Wolfe, F. et al. The american college of rheumatology 1990 criteria for the classification of
fibromyalgia. report of the multicenter criteria committee. Arthritis Rheum, v. 33, n. 2, p.160-172, fev.
1990.
58
AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS SOCIOAMBIENTAIS E ECONÔMICOS
ACERCA DO USO DE CARVÃO MINERAL
Bruna Serafini Paiva*
Centro Universitário La Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288
Centro 92010-000, Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O carvão mineral é o mais abundante dos combustíveis fósseis, com reservas provadas da ordem
de 1 trilhão de toneladas, o suficiente para atender à demanda atual por mais de duzentos anos. Em
termos de participação na matriz energética mundial, segundo a BP Statistical Review of World Energy
- June (2014), este recurso é atualmente responsável por cerca de 8% de todo o consumo mundial de
energia e de 30,1% de toda a energia elétrica gerada, sendo considerada uma importante fonte de
energia. As principais razões para isso podem ser justificadas pela distribuição geográfica das reservas e,
também, pelos baixos custos e estabilidade nos preços, relativamente a outros combustíveis (ANEEL,
2008).
Embora fontes renováveis, como biomassa, solar e eólica, venham a ocupar maior parcela na
matriz energética mundial, o carvão deverá continuar sendo, por muitas décadas, o principal insumo
para a geração de energia elétrica, especialmente nos países em desenvolvimento (AIE, 1997).
Contudo, o carvão ainda é uma das formas de produção de energia mais agressivas ao meio
ambiente. Por mais que sua extração e posterior utilização na produção de energia gerem benefícios
econômicos (como empregos diretos e indiretos, aumento da demanda por bens e serviços na região e
aumento da arrecadação tributária), o processo de produção, da extração até a combustão, provoca
significativos impactos socioambientais (ANEEL, 2008).
Estes contrapontos devem ser estudados de forma científica, a fim de responder aos
questionamentos que, por inúmeras vezes, giram em torno deste assunto: a extração do carvão é uma
atividade que deve permanecer sendo desenvolvida no mundo ou tem que ser evitada, promovendo o
incentivo ao desenvolvimento de outros métodos mais eficientes para obtenção de energia e que,
consequentemente, causem menor impacto ao meio ambiente?
Neste contexto, a presente pesquisa apresenta a disponibilidade deste recurso mineral, suas
características e forma de extração, tendo como objetivo geral a avaliação dos impactos ambientais,
econômicos e sociais, tanto positivos quanto negativos, acerca do uso de carvão mineral. Dentre os
objetivos específicos cita-se: (i) avaliar a demanda de carvão e a importância gerada para economia no
mundo e no Brasil; (ii) avaliar os benefícios e malefícios que a mineração traz para a região em que está
59
situada, sua população e todo o ecossistema; (iii) avaliar os contrapontos existentes no assunto em
questão.
METODOLOGIA
A pesquisa
foi
realizada
utilizando
dados
secundários
conceituados
nacional
e
internacionalmente, publicações em revistas científicas, relatórios de órgãos públicos responsáveis pelo
balanço da matriz energética, além de teses de doutorado que abordam diferentes impactos na mineração
e consumo do carvão mineral.
IMPACTOS DECORRENTES DO USO DO CARVÃO
Impactos Ambientais
Segundo o CPRM (2002), os principais problemas oriundos da mineração podem ser englobados
em cinco categorias: poluição da água, poluição do ar, poluição sonora, subsidência do terreno e
incêndios causados pelo carvão e rejeitos radioativos.
Adicionalmente, Silva (2007) salienta os seguintes impactos ambientais causados pela
mineração: a degradação da paisagem; a geração de ruídos e vibração, ocasionados pelo desmonte do
material consolidado; o tráfego intenso de veículos pesados, carregados de minério, causando uma série
de transtornos à comunidade; a emissão de poeira ocasionada tanto nos trabalhos de perfuração da rocha
como nas etapas de beneficiamento e de transporte da produção; e a contaminação das águas.
Segundo Oliveira, 2012, os sulfetos presentes nos estéreis de minas, quando em contato com o
intemperismo, acabam oxidando e ocasionando um dos maiores desafios para recuperação ambiental
desta área, por gerarem Drenagem Ácida de Mina (DAM), com diferentes propriedades
físico-geoquímicas.
Além dos impactos gerados pela extração do carvão, deve ser salientada a poluição emitida pelas
termoelétricas. Ao queimarmos este mineral, parte de seus elementos químicos volatiliza e sai para a
atmosfera junto com parte da matéria inorgânica liberada sob a forma de finas partículas de pó (cinzas
volantes). Atualmente, as emissões de compostos de enxofre são as que têm trazido mais problemas para
as termoelétricas a carvão (Epstein, 1990).
Impactos Econômicos
O carvão está disponível em uma grande variedade de formas e pode ser facilmente estocado nas
proximidades dos centros consumidores. Mais do que isso, não depende de condições climáticas,
podendo ser utilizado como backup para geração eólica e hidrelétrica. Esses argumentos elevam a
posição do carvão em mercados competitivos de energia e ajudam a estabilizar os preços através da
competição entre energéticos. (EPE, 2007).
60
Os valores efetivos indicam um crescimento modesto de 2,18% da produção mundial de carvão
mineral em 2012 em relação ao ano de 2011. Esse desempenho é reflexo da tendência atual de busca da
eficiência energética e diminuição de emissões de CO2 e ainda, pelo destaque na demanda por gás
natural com preços competitivos no mercado internacional. No entanto, projeta-se um aumento na
demanda de carvão mineral para China, Índia e demais economias até 2020, que se estabilizará a partir
do ano de 2035 (DNPM, 2013).
No Brasil, o consumo aparente em 2012 para o carvão mineral destinado ao setor elétrico teve um
crescimento de 8,6%. Visando fomentar o setor carbonífero, o governo federal confirmou a inclusão do
carvão nos leilões de energia A-5 a partir do segundo semestre de 2012. Um fator importante para
definir a entrada do carvão nos leilões, seria alcançar um valor acima do preço-teto no certame das
negociações de R$ 140 MWh definidos em agosto de 2012, para viabilizar a venda de energia térmica,
garantindo-se a relação positiva do custo-benefício das empresas do carvão no mercado de energia
(EPE, 2013).
Impactos Sociais
A extração e posterior utilização na produção de energia geram benefícios econômicos como
empregos diretos e indiretos, aumento da demanda por bens e serviços na região e aumento da
arrecadação tributária (O, 2009).
Porém, o processo de produção, da extração até a combustão, provoca significativos impactos
socioambientais (O, 2009). Além dos acidentes de trabalho, os cinco maiores riscos à saúde associados à
mineração de carvão são: exposição à poeira, causando doenças respiratórias como a pneumoconiose e a
mais comum, silicose; exposição ao mercúrio e outros produtos químicos; efeitos de ruídos e vibrações;
efeitos da ventilação deficiente (calor, umidade, falta de oxigênio), em função da situação na qual a cava
subterrânea se encontre; efeitos do esforço exagerado, espaço de trabalho inadequado e equipamento
não apropriado.
Em relação à população residente próxima às usinas termelétricas, as cinzas emitidas para o ar,
devido à queima do carvão, são causadoras de crises asmáticas na população local (F; W, 2005).
Estudos têm mostrado que os problemas respiratórios são produzidos pelos sulfatos e pelo ácido
sulfúrico. Além de impactar o homem e a fauna, a emissão de enxofre também prejudica bens materiais,
causando corrosão e fadiga de metais expostos ao ar, prejudica a visibilidade atmosférica e provoca o
aparecimento de chuvas ácidas (E, 1990).
CONCLUSÕES
Se por um lado o carvão mineral é o mais abundante dos combustíveis fósseis, por outro sua
principal restrição à utilização é o forte impacto socioambiental provocado em todas as etapas do
processo de produção e também no consumo.
61
Porém, diversos países desenvolvidos dispõem de tecnologias para captura e sequestro de
carbono. O CO2 residual pode deslocar ainda o consumo de combustível novo em indústrias que
sintetizam carbonatos, uréia e outros produtos. Também existem tecnologias para gaseificação in situ do
carvão, com as quais se elimina os problemas sociais decorrentes das condições de mineração,
mantendo-os inertes no subsolo.
Na Alemanha, embora haja planos de implantação de 20 novas usinas térmicas a carvão no país,
pretende-se impor limites rígidos de emissões de gases de efeito estufa, além de consolidar a
obrigatoriedade de que todas as novas usinas a serem implantadas disponham de instalações adequadas
à captura e ao armazenamento de GEE (carbon capture and storage/CCS).
Assim sendo, é importante destacar que o Brasil possui grandes reservas de carvão, de qualidade
variada, das quais pode fazer uso. Porém, grandes investimentos em trabalhos prospectivos e em
infraestrutura são necessários para a recuperação do mineral, além de pesquisa em tecnologias mais
limpas que minimizem os impactos ambientais causados em todas as etapas do processo produtivo e no
consumo de carvão. Ainda, especificamente em relação ao carvão brasileiro, espera-se que o
desenvolvimento de tecnologias de remoção de impurezas e de combustão eficiente proporcione
maiores índices de aproveitamento desse recurso.
REFERÊNCIAS
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Disponível em: < http://www.iea.org/techno/index.htm >. Acesso em: 22 de julho de 2014.
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Agência Nacional de Energia Elétrica. 3. ed. – Brasília : ANEEL, 2008. 236 p. : il.
BP.
BP
Statistical
Review
of
World
Energy
-
June
2014.
Disponível
em:
<
www.bp.com/statisticalreview>. Acesso em: 28 de julho de 2014.
CONFEDERAÇÃO NACIONAL DA INDÚSTRIA (CNI). Matriz energética: cenários, oportunidades e
desafios. Brasília : CNI, 2007. 82 p.
CPRM. Perspectivas do Meio Ambiente do Brasil – Uso do Subsolo. MME - Ministério de Minas e
Energia, 2002. Disponível em:<www.cprm.gov.br>. Acesso em: 30 de julho de 2014.
DEPARTAMENTO NACIONAL DE PRODUÇÃO MINERAL (DNPM). Sumário Mineral 2013:
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ed.
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Disponível
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<https://sistemas.dnpm.gov.br/publicacao/mostra_imagem.asp?IDBancoArquivoArquivo=8972>.
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EMPRESA DE PESQUISA ENERGÉTICA (EPE). Plano Nacional de Energia 2030. Ministério de
Minas e Energia. Brasília: MME. EPE, 2007.
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<http://www.epe.gov.br/leiloes/Paginas/default.aspx?CategoriaID=6848c>. Acesso em 19 de junho de
2014.
62
Epstein, Mário. Impacto ambiental das emissões aéreas de usinas termoelétricas – emissões de SO2.
Revista Brasileira de Energia. Sociedade Brasileira de Planejamento Energético. v. 1. n. 2. p. 9. 1990.
Fritz, Karen Beltrame Becker; WAQUIL, Paulo Dabdab. Carvão Mineral e Impactos Ambientais.
Disponível
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<
http://www.ecoeco.org.br/conteudo/publicacoes/encontros/v_en/Mesa1/7.pdf>.
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Margulis, S. Uma avaliação econômica dos impactos ambientais decorrentes da produção de carvão
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relacionadas ao processo de construção e à composição do material utilizado. Revista Ciência Rural,
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Silva, João Paulo Souza. Impactos ambientais causados por mineração. Revista Espaço da Sophia. n. 8.
p. 13. Mensal – Ano I. Novembro, 2007.
63
AÇÃO DO HERBIMIX SOBRE OS NÍVEIS DE GLICOSE DO JUNDIÁ
(RHAMDIA QUELEN)
Balbinot, F.1*; Rempel, S.1; Kurtz, J.1; Mello, R.1; Koakoski.G.2; Barcellos, J.G2., Marqueze,A.1
1
Centro Universitário LaSalle - Unilasalle Mestrado de Avaliação de Impactos Ambientais, Av. Victor
Barreto 2288, Canoas, RS, Brasil
2
UPF, Universidade de Passo Fundo, Curso de Medicina Veterinária, Campus I, Bairro São José, Caixa
Postal 611, Passo Fundo, RS, Brasil
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Os agroquímicos são agentes químicos utilizados na agricultura para o controle de plantas
daninhas (Souza; Favaro, 2012). A contaminação de rios, arroios e açudes pode ocorrer de forma direta
durante a aplicação dos produtos nas lavouras e de forma indireta na drenagem de áreas alagadas, após
chuvas fortes, ou, ainda, lixiviado de restos de produtos em embalagens descartadas inadequadamente
(Silva et al., 2003).
Segundo o registro no Ministério da Agricultura, o herbicida do grupo químico triazina,
comercializado como Herbimix, é um agrotóxico seletivo para a cultura do milho, soja e cana-de-açúcar,
que pode ser aplicado antes ou após a emergência da cultura e das plantas infestantes. Segundo sua ficha
técnica a classificação toxicológica é III – perigoso ao meio ambiente, sendo um produto de uso
exclusivamente agrícola, e é altamente persistente ao meio ambiente. Conforme informação do
fabricante, o princípio ativo da formulação é a atrazina + simazina (Anvisa, 2009). Na Resolução nº
357/2005, do CONAMA estabelece parâmetros orgânicos simazina e atrazina no valor máximo de 2
µg.L-1 para águas continentais (Conama, 2005).
Os peixes, consumidores secundários, são considerados bons indicadores ambientais por estarem
no topo da cadeia alimentar, serem onívoros e facilmente acumularem poluentes persistentes (Mollerke
et al., 2003).
O jundiá (Rhamdia quelen), natural da América Central e do Sul, é uma espécie da família
Heptapteridae (Silfvergrip, 1996), sendo encontrado no fundo de rios e lagos, associado aos ambientes
de águas calmas. Possui hábitos alimentares noturnos, é considerado onívoro, alimentando-se
preferencialmente de peixes, crustáceos e insetos, podendo, também, ser incluídos em sua dieta,
sedimentos, vegetais e muco (Guedes, 1980; Meurer; Zaniboni Filho, 1997). A espécie apresenta boa
tolerância a variações térmicas, 15 a 30ºC, sendo seu crescimento incrementado pelo aumento da
temperatura.
Nos organismos existem substâncias essenciais para o funcionamento das células, uma dessas
substâncias é a glicose, um glicídio monossacarídeo que é fundamental para a produção de energia
64
metabolizada em todas as células. A glicose é imprescindível para o funcionamento do organismo e sua
obtenção é basicamente através da alimentação. Entretanto, para suprir a queda em sua quantidade em
períodos de privação, o organismo desenvolveu mecanismos para armazenar essa substância e
mobiliza-la o mais rápido possível na forma de glicogênio (Champe et al., 2009).
O objetivo deste trabalho é investigar a alteração da glicose sanguínea no Jundiá diante a
exposição aguda ao Herbimix.
METODOLOGIA
Os peixes foram submetidos a uma exposição aguda (96 horas) ao agroquímico Herbimix
(atrazina+simazina), como recomenda a NBR 15088:2004, da Associação Brasileira de Normas
Técnicas (ABNT) para testes de toxicidade aguda com peixes.
Durante o período de adaptação, os peixes receberam dieta inerte, uma vez ao dia, fornecida na
taxa de 1% da biomassa da espécie. No período de exposição os peixes foram alimentados normalmente,
com ração, duas vezes ao dia. A água utilizada nos tanques de tratamento provinha de poço artesiano.
Previamente ao início do período experimental e ao término deste foram monitorados: nível de oxigênio
dissolvido na água das unidades experimentais, o pH, a temperatura, o íon amônio, nitratos e nitritos, a
condutividade elétrica, a dureza e a alcalinidade.
Foram considerados no experimento 2 tratamentos, no tratamento 1 a amostra foi considerada
como população controle (CTR) e, nele, os peixes não foram expostos ao agroquímico testado, e no
tratamento 2 os peixes foram expostos aos agroquímico Herbimix (HRB). Os peixes foram distribuídos
em 2 tanques de 100 litros para cada tratamento, com n= 15 peixes em cada tanque, que passaram por
um período de adaptação de 7 dias nas unidades experimentais, onde foram observados para a detecção
de possíveis problemas e mortalidades.
Nos tanques, após sete dias, realizou-se a exposição aguda (96 horas) com a concentração de 5,25
-1
mg/L (50%), sendo a CL50 para jundiás 10, 5.Após este período, os peixes foram capturados com ajuda
de rede puçá, pesados e anestesiados. Após a perda de postura, as amostras de sangue foram coletadas
para posterior análise. A determinação da glicose sanguínea foi através do kit de glicose oxidase (Brasil)
Labtest. Para análise dos resultados foi usado teste estatístico ANOVA one way, seguido do teste de
comparações múltiplas de Tukey, as análises tiveram nível de significância de P< 0,05 e foram
realizadas por meio do programa Graph PadIn Stat 3,00 (Graph Pad Software, San Diego, California,
USA).
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Em organismos terrestres e aquáticos expostos ao herbicida simazina mostraram inúmeros efeitos
ecológicos, especialmente a bioacumulação em organismos aquáticos, segundo Strandberg e
Scott-Fordsman (2002), a toxicidade desse agroquímico está relacionada a variações bióticas e abióticas
em ecossistemas aquáticos. Segundo a ficha técnica do produto, devido às exposições repetidas aos
65
tóxicos os efeitos crônicos da atrazina e da simazina comprovam vários problemas na saúde de
mamíferos, destacando-se lesões de fígado, sangue, coração e tumores nos rins, entre outros (Anvisa,
2009).
Os níveis de glicose no tratamento HRB demonstrou um decréscimo significativo, a glicose no
mmol.l-1
plasma sanguíneo diminuiu (P< 0,05) no HRB (±67%), conforme gráfico abaixo.
7
6,5
6
5,5
5
4,5
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
CTR
HRB
CTR
HRB
Figura 1 – Glicose plasmática, intoxicação aguda ao Herbimix
Na figura 1 os valores de glicose no plasma, expresso como média ± erro padrão, ANOVA
seguido de vários testes de Tukey e o * representa o nível de significância (P<0,05, n=6).
Portanto, supõe-se que a hipoglicemia encontrada neste estudo esteja relacionada com a exaustão
de reservas, tanto no fígado como no tecido muscular. Assim como, Venturini (2010) demonstra a
diminuição da glicose e sugere que não houve hipóxia celular, pois levaria ao metabolismo anaeróbico.
Contrariamente, em outros estudos com peixes e agroquímicos,* foi observado um aumento na glicose
plasmática associada a um decréscimo do glicogênio muscular, como no estudo com jundiá exposto a
0,5 e 1,0 mg.L-1 de clomazone, assim a hiperglicemia deve estar associada à gliconeogênese por outra
rota metabólica (CRESTANI, 2004).
Matte (2013) também relatou uma redução nos níveis de glicose plasmática quando jundiás foram
submetidos à intoxicação aguda por metil paration e tebuconazole. Becker et al. (2009) sugerem uma
desorganização metabólica ou um aumento no consumo de glicose promovido pela ação do
agroquímico. As alterações nos níveis de glicose plasmática podem indicar mudanças no metabolismo
dos carboidratos (Sancho et al., 1998).
Em relação aos níveis de glicose, diminui com o agroquímico Herbimix, sugerindo uma situação
de hipóxia que pode ter conduzido a utilização da via anaeróbia para a degradação da glicose.
66
CONCLUSÃO
A exposição aguda ao Herbimix (HRB) alterou os níveis de glicose no plasma sanguíneo do jundiá
(Rhamdia quelen), indicando uma ação deste agroquímico sobre o metabolismo de carboidrato desta
espécie.
REFERÊNCIAS
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<http://www.adapar.pr.gov.br/arquivos/file/defis/dfi/bulas/herbicidas/herbimix_sc>. Acesso em: 24 set.
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58-63. Alterada pela Resolução no 410/2009 e pela no 430/2011. Dispõe sobre a classificação dos
corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e
padrões
de
lançamento
de
efluentes,
e
dá
outras
providências.
Disponível
em:
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SP, 2010.
68
IDENTIFICAÇÃO DE HPAS EM AMOSTRAS DE MP1.0 POR
ESPECTROSCOPIA NO INFRAVERMELHO
Gabriel Silva e Silva1,3*, Ismael Luis Schneider2, Dayana M. Agudelo-Castañeda2 e Elba Calesso
Teixeira1,2
1
Fundação Estadual de Proteção Ambiental
2
Universidade Federal do Rio Grande do Sul;
3
Centro Universitário La Salle Canoas;
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Os Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) constituem uma ampla classe de compostos
orgânicos e são formados a partir da combustão incompleta ou pirólise do material orgânico (Li et al.,
2005). Os HPAs são conhecidos por terem propriedades carcinogênicas e mutagênicas e, portanto,
apresentam sérios riscos à saúde humana. (Boström et al., 2002). Por apresentarem estruturas
complexas, e uma larga variabilidade na formação de isômeros, vários tipos diferentes de HPAs podem
existir. A espectroscopia no infravermelho por transformada de Fourier fornece evidências da presença
de vários grupos funcionais na estrutura orgânica devido à interação das moléculas ou átomos com a
radiação eletromagnética em um processo de vibração molecular. A radiação infravermelha, quando
absorvida por uma molécula orgânica, converte-se em energia de vibração molecular, resultando nas
bandas perceptíveis no espectro. Os espectros vibracionais fornecem uma caracterização completa do
estado fundamental eletrônico e vibracional, permitindo observar a interação molecular, mudanças na
estrutura molecular e reatividade molecular. Neste estudo foram obtidos espectros de transmitância de
padrões de quatro HPAs (Pireno, Fluoranteno, Benzo[a]Pireno, Benzo[a]Antraceno), através de EI, e
estes compostos foram identificados em amostras de MP 1.0.
MÉTODOS
Obtenção dos espectros dos padrões de HPAs e amostras de MP1.0
Os espectros de transmitância foram obtidos em um aparelho BOMEM MB-series
FTIR-Hartmann & Braun Michelson equipado com um detector DTGS. Os espectros foram medidos
com uma resolução de 4 cm-1 e os padrões sólidos preparados em pastilhas de KBr. Foram utilizados
padrões sólidos Sigma-Aldrich com 99% de pureza para os HPAs fluoranteno, pireno, benzo[a]pireno e
benzo[a]antraceno.Os espectros de transmitância das amostras de MP 1 foram calculados utilizando um
filtro branco, sem amostra, como background. A identificação das vibrações moleculares dos espectros
foi realizada através da comparação com trabalhos científicos previamente publicados.
69
Amostragem do material particulado atmosférico
A amostragem de MP1.0 presentes no ar foi realizada através do amostrador automático sequencial
de partículas modelo PM162M construído pela Environnement S.A. utilizando uma vazão volumétrica
de 1.0 m3∙h-1. As amostras de MP1.0 foram coletadas em filtros de PTFE (politetrafluoretileno) marca
Zefluor™ membrane, específicos para amostragem de orgânicos de 47 mm de diâmetro. O equipamento
de coleta de MP1.0 foi instalado em 29°55’50”S / 51°10’56”W (Canoas). Vários tempos de amostragem
foram testados mantendo a vazão constante (1 m3·h-1). Foi escolhido o tempo de amostragem de 12h
para a obtenção do espectro de transmitância. Este tempo foi adequado para ter uma boa resolução das
bandas que correspondem a espécies orgânicas.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Na Figura 1 encontram-se os espectros de transmitância dos padrões sólidos de fluoranteno,
pireno, benzo[a]pireno, benzo[a]antraceno, respectivamente, dispersos em pastilhas de KBr.
Fluoranteno
Pireno
Pireno
3037 3049
746
825 775 1438
1000
3037 3049
3000
2000
2000
3000
Transmitância (u.a)
Transmitância (u.a)
Transmitância (u.a)
952
1238
422
1498
952
811
748 885
1000
1000
2362
2000
3000
2000
2000
3000
4000
3000
4000
Benzo(a)pireno
1176
1311
821
821
688
-1
4000
Benzo(a)pireno
455
534
455
534
4000
3030 3047
Frequência
(cm )
3000
-1
-1
1176
688
3030 3047
2000
Frequência (cm )
2362
1238
811
748
885
1498
3028 3043
Frequência (cm )
1000
4000
422
3028 3043
2358
1000
707
Benzo(a)antraceno
-1
Frequência (cm )
470
4000
2358
14331593
748
7071184
838
748
Benzo(a)antraceno
838
-1
Frequência (cm )
1000
14331593
1184
2360
775
470
962
962
Transmitância (u.a)
617
2360
1438
Transmitância (u.a)
1134
617
825
1134
746
Transmitância (u.a)
Transmitância (u.a)
Transmitância (u.a)
Fluoranteno
835
835
873
761
2366
2366
2000
1000
873
761
1000
3029 3074
1311
3029 3074
-1
3000
4000
Frequência (cm )
2000
3000
4000
Frequência de
(cmtransmitância
)
Figura 1. Espectros
do Fluoranteno, Pireno, Benzo[a]antraceno
e Benzo[a]pireno.
Frequência (cm )
-1
-1
A identificação das vibrações moleculares dos espectros de transmitância foi realizada através de
comparação com estudos já publicados: Semmler et al. (1991); Onchoke e Parks (2011); Onchoke et al.
(2006); Carrasco Flores et al. (2005). A feição em ≈2300 cm-1 não foi incluída por ser a banda de
absorção do CO2 (Jellison e Miller, 2004). Nos espectros de transmitância dos padrões de HPAs foram
observadas feições de forte intensidade na faixa espectral 680-900 cm-1 devido às deformações
angulares CC fora do plano e deformações angulares CH fora do plano, e bandas de intensidade média e
fraca de 1000-1500 cm-1, decorrentes dos estiramentos das ligações CC e deformações angulares CH no
plano. Não foram observados picos significativos na região espectral de 1650-2000 cm-1, com exceção
da banda do CO2 em ≈2300 cm-1. Na região de 3000-3100 cm-1 também foram observadas bandas,
características de compostos aromáticos, devido ao estiramento CH.
70
Na Figura 2 podem ser observados os espectros de transmitância das amostras coletadas em
Canoas. Os espectros apresentaram diversos picos na faixa de 600-900 cm-1, correspondentes às
vibrações dos anéis aromáticos, os quais também foram identificados nos espectros dos padrões de
HPAs (Figura 1). Também alguns picos na faixa de 1000-1500 cm-1, correspondentes aos C=C de
aromáticos, além da deformação angular CH fora do plano. Porém, nos espectros de transmitância, os
picos observados na região de 1250-1300 cm-1 correspondem à ligação carbono-flúor (C-F). Nesta
região pode ser observado um pico de intensidade forte devido à influência do filtro (PTFE), portanto,
feições de compostos nesta freqüência não podem ser identificadas sem ambiguidade. Contudo, como
analisado anteriormente, os compostos orgânicos aromáticos têm picos com intensidade fraca na faixa
de 3000-3100 cm-1, decorrentes das vibrações das ligações de C-H aromáticos. Consequentemente, as
Transmitância (a.u.)
bandas observadas nas amostras apresentaram intensidade fraca nesta região espectral. A maior parte
da
(a)
intensidade dos picos observados nos espectros de transmitância foi fraca possivelmente pelas baixas
1467
856
715
3041 de ng/m³ (Allen et al., 1994;
1049 orgânicos, especialmente HPAs, na ordem
concentrações destes compostos
783
2360
1157
Teixeira et al., 2013). 634
1255
532
Transmitância (a.u.)
Transmitância (a.u.)
(a)
(b)
2929
1454 1522 1731
1338
688 736 854
1153
499
518
500
694
752
819
2370
1155
1000
1239
(b)
1377
2354
1504
1500
2000
2500
-1
(c)
3088
3000
3500
4000
Frequency (cm )
Figura 2. Espectros de transmitância de amostras de PM1 coletadas em (a) Canoas em 27/05/2013 e (b) Canoas em
4/05/2013
CONCLUSÃO
Os resultados obtidos com os espectros de transmitância foram consistentes com os estudos
prévios de HPAs. Este estudo confirma que esses HPAs podem ser diferenciados pelas suas assinaturas
espectrais no infravermelho. Análises por transmitância na região do infravermelho são técnicas úteis
para a análise de amostras de material particulado de uma maneira simples. Os resultados de padrões
permitirão contribuir de forma mais embasada na identificação dos HPAs em material particulado
atmosférico, visto que estudos com foco na identificação de HPAs em amostras de MP 1 através da
espectroscopia na região do infravermelho por transformada de Fourier são escassos.
71
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72
AVALIAÇÃO DA GENOTOXICIDADE INDUZIDA POR AMOSTRA DE
SOLO MISTURADO À REJEITO DE CARVÃO UTILIZANDO HELIX
ASPERSA COMO BIOMONITOR
Melissa Rosa de Souza1*; Fernanda R da Silva2; Juliana da Silva1
1
Universidade Luterana do Brasil – ULBRA Canoas; [email protected];
2
Centro Universitário La Salle - UNILASALLE; [email protected]
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O carvão mineral é uma rocha sedimentar combustível, um minério não metálico extraído do solo,
constituído de diversos componentes orgânicos sólidos, fossilizados ao longo de milhões de anos através
da ação da pressão e temperatura em ambiente anaeróbio, e em decorrência de soterramento e atividade
orogênica, restos de vegetais sofrem processo de carbonificação antes do apodrecimento, perdendo
oxigênio e hidrogênio enriquecendo-se de carbono (DNPM, 2009). O carvão tem como origem uma
estrutura química muito complexa, que consiste em uma mistura composta por carbono, hidrogênio,
enxofre, oxigênio, nitrogênio que estão associados a outros elementos rochosos (como arenito, siltito,
folhelhos, diamictitos) e minerais (como a pirita), sendo uma das maiores fontes naturais de
hidrocarbonetos (León et al., 2007). Alguns destes compostos são perigosos, pois, apresentam impacto
sobre o ambiente e a saúde humana (Da Silva et al., 2008). O carvão é o combustível que mais polui o
ambiente, da extração até a combustão, provocando significativos impactos socioambientais que afetam
o solo, o relevo e os recursos hídricos das áreas circunvizinhas (Rohret al., 2013).
Em contrapartida, o carvão é a principal fonte geradora de energia elétrica do mundo, atingindo a
marca de 41% da matriz energética. No Brasil, o minério representa pouco mais de 1,5% da matriz da
energia elétrica (Energética, 2013), este valor somente demonstra o interesse na ampliação deste setor. O
Estado do Rio Grande do Sul (RS) é detentor de mais de 90% das reservas nacionais deste mineral
(ANEEL, 2008) sendo a área de estudo deste trabalho parte desta reserva. Após a extração, o carvão
passa por um processo de beneficiamento para ser utilizado, aumentando sua potencialidade e
garantindo sua qualidade. Este processo consiste na redução da matéria inorgânica, como rochas e
impurezas existentes no carvão (Hulse e Oliveira, 1983). Este processo acaba gerando uma quantidade
de rejeitos depositados em pilhas ou barragens. Por consequência, os lixiviados podem atingir rios e
arroios, promovendo amplamente a dispersão de contaminantes em solução e na forma particulada
(Salomons, 1995).
No município de Charqueadas a extração de carvão se manteve até a década de 80, sendo
desativada nesse período devido aos altos custos da extração (Gomes, 2002). Durante muito tempo o
rejeito gerado da mineração era utilizado para aterrar áreas baixas do município de Charqueadas,
73
formando grandes depósitos a céu aberto deste material. Nos dias de hoje, o Ministério Público obriga
que, indústrias mineradoras adotem normas mais rígidas na recuperação de áreas já degradadas
(Campos et al., 2010), mas ainda restam locais em que este rejeito segue exposto. Desta forma, o
propósito deste estudo foi avaliar o potencial genotóxico, pelo ensaio cometa, ocasionado por amostras
de misturas de solo e rejeito de carvão de diferentes locais da cidade de Charqueadas, utilizando como
organismo biomonitor o caracol Helix aspersa.
MATERIAIS E MÉTODOS
Grupos de exposição e locais de coleta
Amostras de solo foram coletadas na cidade de Charqueadas (RS) em dois pontos diferentes.
H.aspersa foi obtido e aclimatados nas condições do laboratório (22±3 oC) por 7 dias, sendo alimentados
com alface orgânica e água ad libitum. Trinta moluscos terrestres foram expostos: dez não expostos ao
solo de Charqueada (grupo controle) e 20 expostos ao solo de Charqueada de dois diferentes locais (10
em cada grupo). Células da hemolinfa foram coletadas após 24h, 96h e 1 semana de exposição, onde o
dano ao DNA foi avaliado pelo Ensaio Cometa.
Ensaio Cometa
A análise de dano de DNA foi realizada a partir do Ensaio Cometa conforme descrito por Tice et
al., (2000), com modificações adaptadas à hemolinfa com base no trabalho de Ianistcki et al., (2009).
Onde, 25 µL de cada amostra de hemolinfa heparinizado foi adicionado a 75 µL de 0,75 % de agarose de
baixo ponto de fusão (low-melting) e a mistura adicionada a uma lâmina de microscópio previamente
revestida com 1,5 % agarose de ponto de fusão normal, coberta com lamínula. Em seguida, as células
foram lisadas e passaram por eletroforese. Os géis foram corados com nitrato de prata (Villela et al.,
2006).
A visualização das lâminas de ensaio cometa foram analisadas em microscópio óptico, com
amplificação de 400x, sendo avaliadas aleatoriamente 100 células por individuo (50 células por lâmina)
classificando os danos do DNA em 5 classes de acordo com o tamanho da cauda, sendo classificado
dano 0 para células que não apresentarem cauda e dano 4 para o máximo comprimento de cauda (Heuser
et al., 2002). Após a contagem das lâminas do ensaio cometa, foi calculado o índice de dano (ID) e a
frequência de danos (FD), onde se obteve um escore para cada indivíduo e para cada grupo estudado. Os
dados foram avaliados por meio da análise de variância (ANOVA), onde valores de p ≥ 0,05 foram
considerados estatisticamente significativos.
74
RESULTADOS
Os resultados (Tabela 1) mostraram que os animais expostos a amostras de solo contaminado
apresentaram maiores níveis de danos no DNA em relação ao grupo controle em ambas amostras em
todos os tempos de exposição (P <0,05; ANOVA, Tukey).
Tabela 1: Valores médios (+- SD) observados no Ensaio em células de hemolinfa de caramujos
expostos a resíduos e controle de carvão.
Grupos
Controle
Tempo de
P1
exposição
P2
ID
FD
ID
FD
ID
FD
24 horas
16.10±18.15
7.400±4.195
114.9±37.32***
47.10±15.87
118.7±76.09**
43.70±20.49
96 horas
60.50±25.57
24.50±9.992
121.4±70.05
47.90±21.30
112.9±42.07
44.40±14.92
1 semana
47.75±32.16
20.70±20.35
197.4±69.30**
56.00±19.29
104.7±43.45
37.30±13.43
** Dados significativos em relação ao grupo controle, ao mesmo tempo de exposição a P <0,01; *** P <0,001
(Kruskal-Wallis)
CONCLUSÃO
Este estudo contribui para a avaliação de genotoxicidade de rejeitos de carvão, gerados a partir da
indústria de mineração, utilizando H. aspersa como biomonitor. Assim, estes resultados demonstram
que os resíduos de carvão proveniente de extração e beneficiamento de carvão é potencialmente
genotóxico para H. aspersa e provavelmente a organismos de outros níveis tróficos que vivem naquele
habitat. Podemos
concluir
também que este organismo é um instrumento sensível para
biomonitoramento de genotoxicidade da poluição do solo por Ensaio Cometa.
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Silva-Junior, F.M.R; Vargas, V.M.F (2007). Avaliação de Áreas sob a influencia de uma termoelétrica a
carvão através de ensaio de genotoxicidade. Journal Brazilian Society Of Ecotoxicology, 2(2): 1-3.
(Apoio: CNPq, FAPERGS, ULBRA)
76
CONCENTRAÇÃO SANGUÍNEA DE CHUMBO EM
TRABALHADORES MILITARES E EM AMOSTRAS SEDIMENTARES
DE UMA LINHA DE TIRO AUTOMATIZADA
Nidea Rita Michels Dick*, Delmar Bizani, Alexandre Ramos Lazzarotto
Centro Universitário La Salle - UNILASALLE – Canoas, RS
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O chumbo é um metal cinza-azulado, sem odor, maleável e sensível ao ar. Pertence ao grupo IV
B da Tabela Periódica de Classificação dos Elementos. Possui quatro isótopos de ocorrência natural,
com as seguintes abundâncias: 204 Pb (1,4%); 206 Pb (24,1%); 207 Pb (22,1%) e 208Pb (52,4%)
(IUPAC, 1997; Paolielo; De Capitani, 2003). Entretanto, as razões isotópicas para as várias fontes
minerais podem diferir.
Os riscos à saúde decorrente da exposição ocupacional ou ambiental ao chumbo foram descritos
há mais de 2000 anos. No entanto, a partir da Revolução Industrial no século XVIII, com a utilização do
metal em grande escala e com as concentrações de chumbo atmosférico crescendo paulatinamente, que
se verifica um aumento na concentração do metal no sangue dos expostos (Paolielo et al., 1997; Moreira,
F.; Moreira, J., 2004).
Nos países desenvolvidos, a ocorrência de casos de intoxicações ocupacionais pelo chumbo
(saturnismo) vem se tornando cada vez menos frequente. Grande investimento tem sido feito na
identificação de efeitos à saúde decorrentes da exposição às baixas concentrações nos ambientes de
trabalho e no meio ambiente, muitas das quais consideradas seguras pelas legislações de segurança e
medicina do trabalho. No Brasil, a realidade é diferente (BRASIL, 2006). No Centro de Material Bélico
utilizavam-se projéteis recarregados para treinamentos até o ano de 2011, encontrando-se depositados
grandes quantidades de metais, poeiras e outros componentes das munições neste ambiente.
Segundo Dexheimer, Aidos e Alves (2014), o chumbo, nesta atividade, encontra-se
predominantemente na forma de pequenas partículas sólidas liberadas no ar ambiente, oriundas da
explosão de projéteis em arma de fogo. O trabalhador normalmente mais exposto e suscetível à
intoxicação é o instrutor de tiro que permanece maior tempo no ambiente de risco (podendo chegar à
totalidade da jornada de trabalho, acompanhando os alunos e os praticantes de tiro).
A absorção do chumbo pode ocorrer por via digestiva e respiratória (partículas finas), e em casos
mais específicos e raros, a absorção pode ser pela pele. O chumbo inalado pelo trato respiratório baixo é
completamente absorvido; pelo trato gastrointestinal (principal via de absorção), os adultos absorvem
10 a 15% da quantidade ingerida, enquanto as crianças e mulheres gestantes mais de 50%. Esta absorção
77
aumenta quando há deficiência orgânica de ferro, cálcio e zinco (Paolielo et al., 1997; Moreira, F.;
Moreira, J., 2004).
No Brasil, o Conselho Nacional do Meio Ambiente estabelece concentrações máximas de 0,03mg
L-1 para águas classificadas como doce e de 0,01mg L -1 para salina e salobra (CIMM, 2006).
Conforme a legislação brasileira, por meio da Norma Regulamentadora NR-7 (BRASIL, 1978a) e
da Portaria nº 24 (BRASIL, 1994), da Secretaria de Segurança e Saúde no Trabalho (SSST), em seu
artigo 7.4.2, deverão ser realizados exames complementares para o Programa de Controle Médico de
Saúde Ocupacional (PCMSO).
Segundo a Associação Brasileira de Higienistas Ocupacionais (ABHO, 2011), referente aos
Limites de Exposição Ocupacional (TLVs) para Substâncias Químicas e Agentes Físicos e Índices
Biológicos de Exposição (BEIs), os níveis determinantes biológicos de exposição adotados de chumbo
no sangue são de até 30µg/100mL. Ratifica ainda, em nota, que, para as mulheres em idade fértil, o nível
de chumbo no sangue não deve exceder a 10µg/100mL, do contrário, haverá riscos para a saúde do bebê.
Se a taxa de chumbo permanecer elevada, serão maiores as chances de a criança nascer com déficits
cognitivos. São recomendados o monitoramento e a realização de medidas de controle a fim de
minimizar a exposição ambiental do chumbo para criança.
Para a avaliação da concentração de chumbo no ar (Pb-Ar), a Norma Regulamentadora NR-15, do
Ministério do Trabalho, em seu Anexo nº 11, estabelece o valor de 0,1 mg/m³ para o limite de tolerância
(LT). Prevê também que medidas preventivas devem ser adotadas sempre que o valor de Pb-AR atingir
a metade daquela concentração recomendada como LT, valor esse denominado Nível de Ação
(BRASIL, 1978b).
No ambiente do Centro de Material Bélico são realizadas as atividades de treinamento para
instruções teóricas e práticas do tiro policial. Para que possam ser realizadas as atividades de instrução
de tiro é inerente às atividades de apoio de outros servidores que desempenham suas funções nas demais
áreas divididas em: Administrativa, Recebimento, Distribuição e Manutenção das armas. Observa-se
que a Brigada Militar tem uma legislação própria que trata de afastamentos, aposentadoria e dos exames
de saúde, onde não são avaliados os exames dos níveis biológicos de chumbo para os trabalhadores das
linhas de tiro no CMBBM, torna-se necessário investigar fatores associados a sua saúde, visto que existe
uma escassez de estudos sobre a avaliação de metais pesados no ambiente de linha de tiro e teores de
chumbo no sangue desta população. Assim o objeto deste estudo foi determinar os valores de chumbo
total presente no solo do ambiente da linha de tiro automatizada verificar os níveis de chumbo no sangue
destes trabalhadores (PM).
78
METODOLOGIA
Amostragem
Trata-se de um estudo transversal vinculado ao projeto, intitulado: “A Prevalência de Risco
Coronariano em Instrutores de Tiro da Brigada Militar”. Projeto aprovado no Comitê de Ética e Pesquisa
(CEP), do Centro Universitário Lasalle, sob número no CAAE 19466213.5.0000.5307.
O campo do estudo foi o ambiente da Linha de Tiro Automatizada do CMBBM de Porto Alegre.
Neste estudo foram apresentados dados do projeto piloto referentes às coletas de material sedimentar em
solo e amostras de chumbo no sangue (Pb).
Foram realizadas as coletas no mês de abril de 2014, coletadas no solo em diferentes pontos
distribuição das coletas ao longo da Linha de Tiro. Os dados apresentados foram obtidos por meio de
coletas de material sedimentar de solo de diferentes pontos ao longo da linha de tiros pontos de coleta
foram distribuídos da seguinte forma: Ponto A (Trilho), Ponto B (Fundos), Ponto C (Alvos) e Ponto D
(Base do atirador). Para a determinação do íon metálico foram precedidas com três vias analíticas de
cada amostra.
As coletas de material biológico foram coletadas de 10 policiais militares que trabalham no
CMBBM, nas diferentes áreas: Administrativa, Recebimento, Distribuição e Manutenção das armas.
Todo o material coletado foi feito por funcionário capacitado do laboratório, acompanhado pela
pesquisadora. Sendo armazenado em caixas isotérmicas e imediatamente transportado para o
Laboratório de Análises Clínicas Senhor dos Passos, onde foram processados.
Procedimentos Laboratoriais
A técnica para a determinação do chumbo total foi realizada no Laboratório de Química do Centro
Universitário Lasalle. Seguindo os procedimentos estabelecidos Protocolo do Standard Methods
(3500-Pb B).
Para a análise foi utilizada uma alíquota de amostra acidificada que contém microgramas
quantitativas de chumbo o qual foi misturada com solução redutora citrato-cianeto amoniacal e em
seguida extraído com ditizona em clorofórmio (CHCl3) para formar um ditizonato de chumbo, que se
apresenta em cor vermelho cereja. A cor da solução é medida fotometricamente, em um comprimento de
onda de 510nm. O volume de amostra levado para análise pode foi 2L devido o procedimento exigir o
processo de digestão. Neste método foi usado um pH alto, para evitar a mistura de cores e permitir a
extração única com ditizona. Foram controladas as interferências usando concentrações de ditizona
quase iguais e em excesso nas amostras, padrões e branco. O método foi considerado sem interferência
para a determinação nas concentrações de 0,0 a 300,0 mg Pb. Durante o procedimento laboratorial foi
utilizado um branco de água livre de chumbo, para a verificação de falsos positivos. A quantificação do
chumbo no sangue foi realizada pela técnica de Espectrometria de absorção atômica.
79
RESULTADOS E DISCUSSÕES
Este estudo investigou os valores de chumbo total presente na Linha de Tiro Fechada
Automatizada do CMBBM. Os valores de detecção foram analisados nos pontos de coletas conforme
descrito na Tabela 1.
Tabela 1: Valores de chumbo total (mg/g de solo) por pontos de coleta na Linha de tiro automatizada do
CMBBM de Porto Alegre.
Número de avaliações
Teores de Pb em mg/g de solo
(vias)
Ponto A
Ponto B
Ponto C
Ponto D
Trilho
Fundos
Alvos
Base Atirador
1
102,5
111,09
94,08
89,06
2
101,1
107,99
96,45
91,34
3
99,09
109,65
95,12
88,24
Média
100,8
109,5
95,2
89,5
DV(ð)
1,71
1,55
1,18
1,60
Ua*
0,98
0,89
0,98
0,92
*Incerteza Tipo A
Fonte: Autora, 2014
Em relação aos níveis de metais pesados presentes nos sedimentos de solo coletados em
diferentes pontos, foram observados valores crescentes em relação à área amostrada. As análises
mostraram que os maiores teores do íon foram verificados no Ponto A (100,8 mg/g) seguido do Ponto B
(109,5 mg/g). Tal fato se justifica devido ser o local onde ocorre o anteparo do projétil e a maior
decantação de particulados, como poeiras, resíduos de papel dos estopins, sujidades no ambiente.
Já nos Ponto C (95,2mg/g) e Ponto D (89,5mg/g) foram observados valores menores em função
que nestes locais ocorrem os processos de limpeza rotineiros, preconizados por varredura e via úmidas,
com o recolhimento manual de projéteis.
Considerando a legislação, todos os valores estão muito acima dos valores preconizados,
conforme a NR-15, Anexo nº 11 (BRASIL, 1978b), cuja insalubridade é caracterizada por limite de
tolerância e inspeção no local de trabalho. Nas atividades ou operações insalubres nas quais os
trabalhadores ficam expostos a agentes químicos, a caracterização de insalubridade ocorrerá quando
ultrapassar os limites de tolerância, que para o íon chumbo, no ambiente, de 0,1mg/m³.
Os processos de limpeza e equipamentos de acordo com os Arts. 14 e 15, Decreto-Lei nº 274
(BRASIL, 1989), devem ser realizados a via úmida (água) ou a aspiração, sendo proibidos os processos
que provoquem a dispersão das poeiras. A aspiração deve ser realizada através de sistemas com
filtragem, utilizando os filtros com sistema HEPA (High Efficiency Particulate Air) (Anania; Seta, 1995;
Barsan; Miller, 1996; NHEC, 2002; NASR, 2005).
80
Segundo a legislação, os invólucros das munições disparadas não podem ser recolhidos
manualmente, mas através de um rodo de borracha ou sistema de aspiração (Barsan; Miller, 1996).
A consonância de valores elevados de íon chumbo total encontrado no ambiente e a forma dos
procedimentos de limpeza podem estar acarretando problemas de saúde aos frequentadores, instrutores
e funcionários do CMB. Os parâmetros mais utilizados no Brasil para o chumbo é determinado pelo
Índice Biológico Máximo Permitido (IBMP), que é de 60μg dL no sangue, sendo limite superior de
normalidade legal de 40μg dL (BRASIL, 2006).
Diaz et al. (2012) referem que as partículas em intervalos de disparos têm composições variáveis,
mas o chumbo (Pb), antimônio (Sb) e bário (Ba) são elementos de preocupação devido à sua toxicidade,
especialmente no caso do Pb. A exposição ao chumbo ocorre, principalmente, através da inalação de
vapores ou ingestão, como, por exemplo, comer, beber, fumar com as mãos contaminadas, no recinto.
Se estes níveis séricos não forem detectados e controlados precocemente, os indivíduos que estão
diretamente relacionados ao setor, em pouco tempo, estarão propensos a apresentar hipertensão,
problemas digestivos, perturbações neurológicas, problemas de concentração, irritabilidade, dores
musculares, articulares e em mulheres, além destas, as evidências indicam problemas durante a
gravidez, como riscos de abortamentos, mal-formações fetal e a ocorrência de natimortos (Diaz et al.,
2012).
Tabela: 2 Valores de chumbo no sangue coletado de 10 sujeitos que atuam nas diversas áreas CMB
INDICADOR BIOLÓGICO
Variáveis
Mediana e
Valores que
Número de sujeitos
Número de sujeitos
de Risco
amplitude
indicam alteração
dentro dos valores
fora dos valores
2,3 (0 - 8)
≥ 30 µg/dl
10
0
Chumbo
no Sangue
Fonte: Laboratório Senhor dos Passos, 2014.
Para diagnóstico da intoxicação por chumbo podem ser verificados os indicadores de exposição:
estima-se de forma indireta o grau de exposição ao chumbo. No Brasil o parâmetro utilizado é o limite
superior de normalidade legal é de 40μg/dl e o Índice Biológico Máximo Permitido (IBPM) é de
60μg/dL para o chumbo no sangue (BRASIL, 2006).
Segundo a Associação Brasileira de Higienistas Ocupacionais (ABHO, 2011), referente aos
Limites de Exposição Ocupacional (TLVs) para Substâncias Químicas e Agentes Físicos e Índices
Biológicos de Exposição (BEIs), os níveis determinantes biológicos de exposição adotados de chumbo
no sangue são de até 30ug/100ml. Ratifica ainda, em nota, que, para as mulheres em idade fértil, o nível
de chumbo no sangue não deve exceder a 10ug/100ml, do contrário, haverá riscos para a saúde do bebê.
Se a taxa de chumbo permanecer elevada, serão maiores as chances de a criança nascer com déficits
81
cognitivos. São recomendados o monitoramento e a realização de medidas de controle a fim de
minimizar a exposição ambiental do chumbo para criança.
Dentre os trabalhadores avaliados, os níveis mais elevados estão presentes naqueles que executam
a atividade de limpeza e conservação do ambiente. Os níveis de chumbo no sangue, embora estejam
dentro da tolerância das referências normativas brasileira, mesmo que em doses pequenas por um tempo
determinado, podem causar intoxicação (ATSDR, 1992; Moreira, F.; Moreira, J., 2004). Assim, grandes
exposições agudas não precisam ocorrer para que uma intoxicação por chumbo se desenvolva.
Desta forma os níveis detectados podem contribuir para aumentar os riscos de doenças e agravos
de saúde destes trabalhadores.
CONSIDERAÇÕES FINAIS
Neste trabalho encontramos valores elevados de chumbo total nos sedimentos de solo. Desta
forma, estas evidências constituem os principais motivos dos quais os trabalhadores (PM), possam estar
sob-risco constante de intoxicação durante os procedimentos de limpeza, manutenção e testagens das
armas no CMBBM. Além disto, os funcionários locais (policiais militares), direta ou indiretamente,
ligados ao setor, poderão estar correndo o risco de uma exposição cumulativa, uma preocupação não
observada pelos princípios da proteção individual.
Este trabalho, além de levantar questões de melhorias para o ambiente de trabalho e treinamentos
de tiros com armas de fogo, prevê para a rotinização da coleta e controle de exames de indicadores
biológico para chumbo, continuação de novos estudos que possam auxiliar no conhecimento e na
construção de medidas, para potencializar a segurança do trabalhador e condições de saúde dos Policiais
Militares.
REFERÊNCIAS
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na Documentação dos Limites de Exposição Ocupacional TLVs® para Substâncias Químicas e Agentes
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World, n. 76, p. 130. Ohio: National Institute for Occupational Safety and Health (NIOSH), 1975.
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lead toxicity. US Department of Health and Human Services. Atlanta: Public Health Service, 1992.
Barsan, M.E.; Miller, A. Health hazard evaluation (HHE). Report 91-0346-2572. Virginia: Division of
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82
BRASIL. Ministério do Trabalho e Emprego. Regulamentadora NR-15, de 08 de junho de 1978.
Atividades e operações insalubres. Anexo 11: Agentes químicos. Brasília: MTE, 1978b. Disponível em:
<http://portal.mte.gov.br/data/files/8A7C816A36A27C140136A8089B344C39/NR-15%20(atualizada
%202011)%20II.pdf>. Acesso em: 20 Jun. 2014.
BRASIL. Decreto-Lei nº 274, de 21 de agosto de 1989. Proteção dos trabalhadores contra os riscos
resultantes da exposição ao chumbo e aos seus compostos iônicos nos locais de trabalho. Brasília:
Ministério do Emprego e da Segurança Social, 1989.
BRASIL. Ministério do Trabalho e Emprego. Portaria nº 24, de 29 de dezembro de 1994. Exames
médicos.
Brasília:
MTE,
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Dexheimer, C.F.; Aidos, M.S.; Alves, L.R. Exposição ao chumbo na atividade de instrução de tiro em
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fechados,
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83
PREVENÇÃO DE RISCOS AMBIENTAIS NO CENTRO DE MATERIAL
BÉLICO DA BRIGADA MILITAR, RIO GRANDE DO SUL
Nidea Rita Michels Dick, Joseli do Nascimento Pinto, Pedro Joel Silva da Silva
Centro Universitário La Salle - UNILASALLE – Canoas, RS
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
A Saúde e a Segurança no Trabalho são questões que historicamente preocupam as pessoas,
principalmente as que estão no comando das organizações. A saúde do trabalhador, no pensamento
clássico da medicina ocupacional, era entendida como relacionada apenas ao ambiente físico, na
medida em que o trabalhador está em contato com agentes químicos, físicos e biológicos que lhe
causem acidentes e enfermidades (MENDES; DIAS, 1991). Contudo, diante do surgimento de novas
modalidades, atividades, tecnologias de trabalho e de novos métodos de segurança no trabalho surge
uma nova visão segundo a qual a saúde do trabalhador está relacionada não somente com o ambiente
físico, mas também com o ambiente emocional e com os sentimentos que envolvem a relação saúde x
trabalho.
A organização do trabalho no capitalismo converte o trabalhador em objeto da produção e não
em seu sujeito, pois espolia a sua saúde, tratando-o mais como uma engrenagem de produção. Nesse
contexto, é a máquina que determina o ritmo de atividade do trabalhador, principal fator motivador de
acidentes e de adoecimento no trabalho. A consciência dos riscos decorrentes da perda de autonomia
leva o trabalhador a um crescente estresse, que se manifesta na forma de doenças psicossomáticas,
entre outros tipos de problemas.
O desenvolvimento tecnológico traduzido pelo método de produção em série, da organização
científica do trabalho, criou um novo panorama mórbido entre nós, atingindo-nos de diferentes
maneiras. Nesse contexto, as Instituições e os trabalhadores policiais militares também estão inseridos
e suscetíveis a desordens orgânicas como doenças cardiovasculares e psicossomáticas, depressão,
mortalidade e fadiga patológica. Existem outros fatores que poderiam estar associados e que, muitas
vezes, se mostram presentes no dia a dia laboral, como situações de drogadição, que tornam os
trabalhadores mais susceptíveis aos riscos de adoecimento no trabalho, uma vez que suas fragilidades
de saúde têm o nascedouro em vida pregressa.
O trabalho do policial militar é marcado pela tensão, pela exposição à intempérie e pelo risco de
vida, além daqueles peculiares a cada função especializada que desempenha, como é o caso daqueles
que manuseiam pólvora, recarregam cartuchos e ministram o treinamento de tiro policial. Sempre que
há uma relação de trabalho o risco de acidente está presente, contudo esse risco é inversamente
proporcional ao prevencionismo dessa empresa, seja qual for ela, de administração pública ou privada.
84
Importante verificar o fluxo dos processos das atividades no ambiente de trabalho, a fim de que
estejam bem definidos e claros, facilitando o desenvolvimento e as melhorias do desempenho
organizacional. É necessário estabelecer as condições de compromisso com as frentes de trabalho, com
um envolvimento de toda a organização, para o bem-estar de todos com qualidade de vida no trabalho,
visando à promoção de saúde.
O Estatuto dos Servidores Militares da Brigada Militar do Estado do Rio Grande do Sul (1997)
afirma que são direitos dos servidores militares, nos limites estabelecidos na legislação específica, a
saúde, higiene e segurança do trabalho. Conforme a Portaria n° 24 (BRASIL, 1994), todos os
trabalhadores devem ter o controle de sua saúde de acordo com os riscos a que estão expostos. Além
de ser uma exigência legal prevista no Artigo 168, da Consolidação das Leis do Trabalho (BRASIL,
1943), estando respaldada na Convenção 161, da Organização Internacional do Trabalho (OIT),
respeitando princípios éticos, morais e técnicos (BRASIL, 1985).
É nesse contexto que se enquadra o Centro de Material Bélico da Brigada Militar (CMBBM),
desenvolvendo-se atividades periculosas e insalubres, haja vista que os servidores lotados no setor
estão hodiernamente em contato com materiais e equipamentos bélicos, bem como com produtos
químicos, nocivos à saúde, condições que no conjunto contribuem sobremaneira a uma situação de
estresse de cunho ocupacional, que é inerente à profissão de policial militar. As principais funções no
Centro de Material Bélico são a previsão, recebimento, armazenamento, distribuição, manutenção, produção
de materiais destinados para o treinamento da tropa, a organização e controle individual da prática de tiro.
O estudo investigou os riscos ambientais decorrentes das atividades desenvolvidas no Centro de
Material Bélico da Brigada Militar.
METODOLOGIA
A pesquisa foi desenvolvida no ano de 2010, durante o Curso Avançado de Administração
Policial Militar (CAAPM) para obtenção do grau de Gestor Público, promovido na Academia de Polícia
da Brigada Militar de Porto Alegre em parceria com a Faculdade da Fundação do Mistério Público.
Quanto ao delineamento metodológico, trata-se de uma pesquisa de natureza aplicada,
quali-quantitativa. Quanto aos objetivos, o estudo segue o caminho da pesquisa exploratória realizada a
partir de fontes bibliográfica, documental e levantamento de campo, utilizando instrumentos técnicos
específicos para mensurar os ruídos e a luminosidade dos ambientes, bem como a observação do
ambiente e das atividades neles desenvolvidas. O método empregado foi o dedutivo. Os dados foram
coletados através do emprego de planilhas de campo e do registro fotográfico dos locais onde as diversas
atividades se desenvolvem. A análise observou parâmetros científicos para luminosidade e ruído, e a
estratégia de triangulação proposta por Minayo et al. (2006). O levantamento de campo foi realizado no
CMBBM analisando os riscos no organismo humano decorrentes das atividades desenvolvidas nos
seguintes setores: administrativa; área coberta de instrução de tiro policial e no simulador; setor da
mecânica (revisão de armas, recargas) e paiol. O levantamento de dados foi realizado no segundo
85
semestre de 2010, durante os meses de novembro e dezembro. A população prevista no organograma foi
de 42 policiais militares (total de PM do CMB, mais instrutores). A população de PM do CMB
participante da pesquisa somou 23 policiais militares, distribuídos nas seções, exercendo as atividades
naquele local. A pesquisa contemplou toda a população participante das atividades nos três dias em que
foram realizadas a observação e medição, em todos os ambientes.
RESULTADOS E DISCUSSÕES
A exposição frequente e contínua especialmente dos instrutores de tiro policial (Tabela 1)
aumenta os riscos à saúde humana nos ambientes estudados, requerendo medidas preventivas,
especialmente nas linhas de tiro aberta e coberta.
A exposição frequente e contínua dos instrutores de tiro policial aumenta os riscos à saúde
humana nos ambientes estudados, requerendo medidas preventivas, tais como: exame de audiometria
periódico e rodízio dentre os instrutores, para que a exposição contínua não ultrapasse 2 horas,
especialmente nas linhas de tiro aberta e coberta. Os riscos ambientais são capazes de causar danos à
saúde e à integridade física do profissional que usa o local devido à sua natureza, concentração,
intensidade, suscetibilidade e tempo de exposição.
Quadro 1 - Riscos encontrados nos ambientes do CMBBM
Riscos
Fontes geradoras
presentes
Risco físico Instrução de tiro
(Ruído)
com o uso de
pistolas PT940 e
PT24/47 (calibre
400).
Recomendações de EPIs, EPCs,
sinalização
Uso de EPIs: óculos de proteção luvas,
protetor auricular, máscaras, áudio
para comunicação com analisadores
de frequência para transformar o som
mecânico em vibração sonora.
Medidas de controle
Uso de EPIs: óculos de proteção
luvas, protetor auricular, máscaras,
áudio
par
comunicação
com
analisadores de frequência para
transformar o som mecânico em
vibração sonora.
Risco
químico
Metal,
cobre, Máscaras, óculos de proteção, luvas de Exames de laboratório: dosagem de
chumbo, projétil, proteção.
chumbo, cabines individuais.
pólvora, poeira.
Melhorar o sistema de ventilação.
Risco
biológico
Mecânica.
Armas, munições e coletes balísticos Óculos de proteção, luvas, máscaras.
com resíduos de sangue e secreções.
Fungos e Ácaros.
Risco
Acidentes de tiro. Óculos de proteção.
mecânico e Disparo de arma
de acidentes de fogo.
Vacinas Hepatite B e Tétano.
Cumprir regras de segurança, com
ambulância, comunicação via rádio,
treinamentos de urgência.
Fonte: Autora, 2010.
A construção de cabines individualizadas para as linhas de tiro amenizaria o risco físico através
do ruído, mantendo a comunicação através de áudios entre instrutores e instruendos, preservando-os de
exposição aos agentes químicos. Outras medidas como procurar manter distância de 4,5 m entre os
atiradores e a construção de cabines para atiradores são recomendadas.
86
Com relação ao sistema de exaustão e ventilação, constatou-se, durante os levantamentos de
dados, através da fala como os instrutores que permanecem a maior parte do tempo no ambiente das
linhas de tiro, não realizam exames de controle tipo a dosagem sanguínea de chumbo. O controle da
concentração desses elementos se efetiva mediante exames laboratoriais através da coleta de sangue
(valor considerado de tolerância de até 40mg/100 ml urina; de 4.5mg/g creatinina) (Sherique, 2010).
Sendo recomendado o controle de saúde uma vez ao ano.
Evidencia-se a necessidade da implantação de Programas de Controle Médico de Saúde
Ocupacional no CMB, com o objetivo de promover e preservar a saúde do conjunto dos policiais
militares trabalhadores naqueles locais. Atualmente, a NR-7, que regula o assunto na sociedade civil
encontra fundamentação legal, ordinária e específica nos artigos 168 e 169 da CLT (BRASIL, 1943).
A Linha de Tiro do Simulador, Linha de Tiro Coberta e Aberta apresentam riscos reais possíveis
danos à saúde, até mesmo de morte por disparo acidental do tiro, requerendo que seja disponibilizado
nos setores de um kit de primeiros socorros e urgência, treinamento de urgência e de primeiros socorros
para policiais designados para atuarem na prevenção da saúde nestes locais, bem como de vacinação
contra tétano e hepatite B, uma vez que as vacinas irão tornar os indivíduos não suscetíveis a estas
doenças (Gilio, 2009).
Constatou-se a inobservância do previsto na Norma de Instrução nº 006, de 23 de dezembro de
2005, no que se refere às regras de segurança, através da presença de uma ambulância, comunicação via
rádio e de um médico habilitado a utilizar o kit de primeiros socorros (RIO GRANDE DO SUL, 2005).
Quanto aos riscos biológicos, foram observados que os coletes balísticos e as armas já utilizadas
pelo policial de rua chegaram ao local de treinamento com resíduos e presenças de fluido corporal
(sangue), sem qualquer medida protetiva. Tal situação expõe os funcionários a riscos de acidentes com
material biológico, possibilitando a causa de doenças como a hepatite.
Outra medida protetiva necessária é a vacina contra tétano aos servidores que tenham possíveis
riscos de acidentes na área de mecânica e recarga. A pele, com lesão de continuidade em situações de
acidente com algum material perfuro-contuso, acaba por expor ao funcionário a uma possível evolução
de doença de tétano, em caso de não estar com a cobertura vacinal em dia.
Quanto aos riscos químicos, os funcionários que atuam nos setores de mecânica e recarga, assim
como os instrutores de tiro, estão expostos à pólvora e chumbo, o que pode gerar doenças ocupacionais.
Produtos químicos como querosenes, solventes, desincrostante e óleo Ws 40, podem ser
absorvidos pelas vias respiratórias, cutâneas ou digestivas, e podem depositar em qualquer órgão do
corpo humano. Estes funcionários correm o risco de desenvolver a doença de saturnismo, conforme já
referido anteriormente, através do manuseio dos projeteis e da recarga dos mesmos. Estes fatores estão
associados ao tempo de exposição individual e a concentração do agente risco (TRABALHO HOJE,
2011).
Dentre os riscos físicos, nos setores de mecânica e recarga, constatou-se que as máquinas e
equipamentos são as fontes geradoras que podem causar os riscos ao ambiente de trabalho e a saúde dos
87
trabalhadores. As máquinas presentes para as atividades de trabalho devem ser enclausuradas para
proteção dos funcionários, para evitar acidente e diminuir os riscos a saúde. O confinamento da
operação visa impedir a dispersão do agente contaminante para todo o ambiente de trabalho, podendo,
ou não, incluir ou não o trabalhador. Se houver situações a onde se faz necessário o funcionário
permanecer na área interna junto com o equipamento, este servidor deve utilizar o equipamento de
proteção (Correa; Saliba, 2009). Constatou-se que os maquinários estão sem o aterramento devido,
correndo o risco de causar choque elétrico.
Tabela 1 - Medidas de ruído e iluminação de todos os setores do CMBBM
Setores
Limite de Tolerância
Valor Medido
Ação Corretiva
Ruído
85 db (A)
71 db (A)
Não necessária
Iluminação
300 LUX
181 LUX
Melhorar
Ruído contínuo
85 db (A)
119 db (A)
EPI
Impacto
120 db (A)
126,8 db (C)
EPI
Iluminação
200 LUX
190 LUX
Melhorar
Ruído contínuo
85 db (A)
104,8 db (A)
EPI
Impacto
120 db (A)
107,6 db (C)
EPI
Iluminação
Natural
-
-
Iluminação
200 LUX
90 a 198 LUX
Melhorar
Ruído
85 db (A)
95 a 98 db (A)
EPI
Setor Administrativo
Linha de Tiro Coberta
Linha de Tiro Aberta
Setor do Simulador
Setor Mecânica (oficina e oxidação)
Iluminação
200 LUX
82 LUX
Melhorar
Ruído
85 db (A)
98,3 db (A)
EPI
Iluminação
200 LUX
Recarga 92 LUX
Melhorar
Ruído
85 db (A)
108,3 db (A)
EPI
Iluminação
200 LUX
191 LUX
Melhorar
Ruído
85 db (A)
75 db (A)
Não necessária
Recarga
Paiol
Fonte: Dados de pesquisa, 2010.
Com relação aos níveis de iluminamento medidos nos ambientes constata-se a necessidade de
colocação de lâmpadas auxiliares ou rebaixamento das luminárias do teto, com correntes auxiliares.
Consoante o item 17.5.3.3 da Norma Regulamentadora 17 (NR 17) da Portaria 3.214/78 do Ministério
do Trabalho e Emprego (BRASIL, 1978), os níveis mínimos de iluminamento a serem observados nos
88
locais de trabalho são os valores de iluminâncias estabelecidos na NBR 5413, que estabelece os valores
de médias mínimas em serviço para iluminação artificial em interiores, onde se realizam atividades de
comércio, indústria, ensino, esporte, entre outras.
O ruído é considerado um dos perigos laborais mais comuns, sendo ponderado no valor de 85 db
(A). Os efeitos acima dos níveis são potencialmente perigosos para a audição daqueles que frequentam o
local, podendo produzir efeitos prejudiciais à saúde.
Observou-se na linha de tiro coberta que, de acordo com o descrito no quadro anterior, há ruído
contínuo, com valor de Tolerância de 85 db (A) e ruído de impacto 120 db (A). Constatou-se que,
durante o exercício de treino de tiro do policial militar, os níveis ultrapassam as medidas de tolerância
sendo indicado o uso de protetor auricular como medida protetiva. Observou-se que, além do ruído
provocado pelos disparos das armas de fogo, a presença marcante do ruído causado pelo exaustor de
ventilação, o qual causa desconforto auditivo enquanto permanece ligado.
Para a American Conference of Governamental Industrial Higienists (ACGIH), os limites de
exposição ao ruído referem-se aos níveis de pressão sonora e aos tempos de exposição que representam
as condições sob as quais se acredita que a maioria dos trabalhadores possa estar repetidamente, sem
sofrer efeitos adversos a sua capacidade de ouvir e de entender uma conversação normal (Saliba, 2009).
Os níveis de ruído perigosos identificados, em sua grande maioria, são tecnicamente viáveis de
controlar através de tecnologias remodelando de equipamentos, bem como do processo de máquinas
ruidosas. Considera-se indicado para as atividades de exercício de treino do tiro do policial acoplar
analisadores de frequência, em que a parte vital do equipamento é um microfone, cuja função principal é
transformar o sinal mecânico (vibração sonora), para a melhoria do ambiente pedagógico, em um sinal
elétrico. As curvas são inseridas nos circuitos dos equipamentos visando simular o ouvido humano
exposto ao som, ou seja, a resposta subjetiva ao som (Saliba, 2009). Desta forma potencializaria os
processos de ensino e de aprendizagem através de diferentes atividades níveis intelectivos como
exposição, atenção, interpretação e a memorização, seja de forma consciente ou inconsciente (Hawkins;
Mothersbaugh; Best, 2007). Além da qualificação da metodologia de ensino a utilização de analisadores
de frequência atenderia as condições preventivas de saúde para quem executa atividades pertinentes do
treinamento do tiro.
CONSIDERAÇÕES FINAIS
Os riscos ambientais são capazes de causar danos à saúde e à integridade física do profissional
que usam o local, devido a sua natureza, concentração, intensidade, suscetibilidade e tempo de
exposição. Os dados pesquisados demonstram quem a Linha de Tiro do Simulador, Linha de Tiro
Coberta e Aberta da Brigada Militar apresentam riscos reais possíveis danos à saúde, até mesmo de
morte por disparo acidental do tiro, requerendo que seja disponibilizado nos setores de um kit de
primeiros socorros e urgência, treinamento de urgência e de primeiros socorros para policiais
designados para atuarem na prevenção da saúde nestes locais, bem como de vacinação contra tétano e
89
hepatite B, uma vez que as vacinas irão tornar os indivíduos não suscetíveis a estas doenças. Quanto aos
riscos químicos, os funcionários que atuam nos setores de mecânica e recarga, assim como os instrutores
de tiro, estão expostos à pólvora e chumbo, o que pode gerar doenças ocupacionais.
REFERÊNCIAS
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Rio
de
Janeiro,
1943.
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Dispõe sobre os Serviços de Saúde no Trabalho. Aprovada na 71ª Reunião da Conferência Internacional
do Trabalho. Genebra, 1985.
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Exames Médicos. Diário Oficial da União, 30 dez. 1994, Seção 1, p. 21.278-80.
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São Paulo: LTr, 2009.
Gilio, A.E. Manual de imunizações. Centro de Imunizações Hospital Israelita Albert Einstein. 4. ed. Rio
de Janeiro: Elsevier, 2009.
Hawkins, D.I.; Mothersbaugh, D.L.; Best, R.J. Comportamento do consumidor: construindo a estratégia
de marketing. Rio de Janeiro: Elsevier, 2007.
Mendes, R.; Dias, E.C. Da medicina do trabalho à saúde do trabalhador. Revista de Saúde Pública, São
Paulo, v. 25, n. 5, p. 341-9, 1991.
Minayo, M.C.S. et al. Pesquisa social. 24. ed. Petrópolis: Vozes, 2006.
RIO GRANDE DO SUL. Brigada Militar. Lei Complementar nº 10.990, de 18 de agosto de 1997.
Dispõe sobre o Estatuto dos Servidores Militares da Brigada Militar do Estado do Rio Grande do Sul e
dá
outras
providências.
Disponível
em:
<http://www.bombeiros-bm.rs.gov.br/Legislacao/LeiEst10990-18ago1997.html>. Acesso em: 20 Jun.
2014.
_____. Norma de Instrução 006, de 23 de dezembro de 2005. Regula sobre as normas de instrução de
tiro. Porto Alegre, 2005.
Saliba, T.M. Manual prático de avaliação e controle de ruído: PPRA. 5. ed. São Paulo: Ltr, 2009.
Sherique, J. Aprenda como fazer: perfil profisiográfico previdenciário – PPP, Riscos Ambientais do
Trabalho – Rat/FAP, PPRA/NR9, PPRA-DA (INSS), Aposentadoria Especial, GEFIP. 6. ed. São Paulo:
Ltr, 2010.
TRABALHO HOJE. Riscos físicos. Disponível em: <http://trabalhohoje.com/seacrh/riscos+fisicos>.
Acesso em: 20 jun. 2011.
90
AVALIAÇÃO DE TOXICIDADE DA SERRAGEM CROMADA DE
COURO COMPOSTADAS SOBRE A BIOTA DO SOLO – ESTUDO DE
CASO
Fabiane Figueiredo Severo1*, Roger Gorski Cadó2, Rodrigo Fernando dos Santos Salazar2, Noeli
Júlia Schussler Vasconcellos2
Centro de Ciências Rurais – UFSM. [email protected]
Centro Universitário Franciscano. [email protected]
*
[email protected]
1
2
INTRODUÇÃO
O setor industrial curtumeiro é responsável por contribuir com um elevado potencial poluidor ao
meio ambiente, devido à falta de tratamento eficiente e a disposição inadequada dos resíduos cromados
resultante das diversas etapas do processamento da pele. Os processos de curtimento consistem na
transformação das peles em materiais estáveis e imputrescíveis visando à proteção das mesmas,
transformando as peles em couro. Estes processos são classificados de três tipos: mineral, vegetal e
sintético. (CETESB, 2005). No processo de curtimento mineral, utiliza-se o cromo em sua forma
trivalente (Cr3+) por meio da adição do reagente sulfato de cromo, atuando como ponte e interligando os
grupos protéicos do couro. (Ribeiro, 2011). Este processo gera grande volume de resíduos sólidos
contendo cromo, sendo gerado de três a seis quilogramas de serragem do rebaixamento para cada pele
curtida (Rao et al., 2002).
O Cromo contido nestes resíduos apresenta-se em sua forma trivalente (Cr 3+), sendo mais estável
e apresentando baixa mobilidade e solubilidade com o aumento do pH (Castilhos et al, 1999). Quando
ocorre o contato dos resíduos com o solo, o Cr 3+ na maior parte das vezes apresenta uma complexa
dinâmica quando exposto sob condições de boa umidade e elevado teores de manganês na forma
oxidada (Mn4+), facilitando sua oxidação a cromo hexavalente (Cr 6+)(Bartlett; James, 1979; Milacic;
Stupar, 1995). Devido sua maior solubilidade, o Cr 6+é cem vezes mais tóxico que o Cr 3+ (Cavallet;
Selbach; Gianello, 2007). Em homens e animais, o Cr 3+ desempenha um papel importante no
metabolismo de glicose, gorduras e proteínas. Em contrapartida, quando expostos ao Cr 6+, podem
apresentar distúrbios dos processos metabólicos (Silva et al, 2001). Inúmeras pesquisas estão sendo
realizadas com o objetivo de identificar o tratamento mais adequado para os resíduos advindos de
curtumes que visem a eliminação e a minimização do cromo presente nos resíduos.
A vermicompostagem é um processo que pode ser utilizado na atenuação do metal cromo em sua
forma trivalente. A espécie isópode Oniscus asellus Linnaeus 1758 é considerada bioacumuladora
constante de metais pesados em um órgão chamado hepatopâncreas. Nela, Schill e Köhler (2004)
observaram relação entre o número de grânulos de metais acumulados no hepatopâncreas e a distância
da fonte de contaminação. Neste contexto, o presente trabalho teve como objetivo avaliar os impactos
91
causados do cromo (Cr³+) da serragem cromada quando em contato com a biota do solo por meio de
bioensaios de vermicompostagem e bioindicação.
METODOLOGIA
O trabalho foi desenvolvido entre os meses de fevereiro e junho no Laboratório de Engenharia
Ambiental e Sanitária do Centro Universitário Franciscano em Santa Maria - RS. O solo utilizado no
experimento é pertencente a classe dos Neossolos. Os ensaios foram divididos em vermicompostagem e
bioindicação. Em ambos os casos, 4 kg de solo de mata nativa e 70 g de serragem cromada foram
colocados em vasos de polietileno com capacidade para 8 kg com um furo ao fundo e três repetições
foram executadas. Para cada tipo de ensaio (vermicompostagem e bioindicação), utilizou-se 50
minhocas e 20 isópodes terrestres respectivamente. No ensaio de vermicompostagem foram inseridas
Oligochaetas da espécie Eisenia Andrei (Minhoca Vermelha da Califórnia) e para o ensaio de
bioindicação organismo-teste foi utilizado isópodes terrestres (Classe Crustacea, Sub-Ordem Isopoda),
popularmente conhecidos como tatuzinhos de jardim. A nutrição das Oligochaetas deu-se através de
adubo orgânico (15 g por unidade experimental, adicionados semanalmente), constituído de esterco
bovino desidratado e moído. Os isópodes foram nutridos com cascas de batatas na mesma proporção. Os
vasos foram regados semanalmente (10 mL de água destilada por vaso).
Após a montagem, todos os ensaios foram alocados aleatoriamente em estufa plástica de 10m x
6m coberta com polietileno transparente, aberta e sem controle de temperatura, permanecendo pelo
período de 90 dias.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Na tabela 1 são apresentados os valores de matéria orgânica detectados no solo utilizado como
substrato nos bioensaios, antes e depois da compostagem. É possível observar um leve decréscimo no
teor de matéria orgânica em ambos (vermicompostagem e bioindicação) se comparado ao teor detectado
no solo de mata sem aparas de couro contaminadas (controle). Este resultado evidencia o impacto da
presença das aparas de couro contaminadas com cromo, sobre os dois grupos de organismos testados
visto que, em solo não contaminado, esses organismos contribuem para o incremento de matéria
orgânica e não decréscimo. Oligochaetas (minhocas) desempenham importantes funções na
transformação e movimentação de materiais orgânicos no solo (DAVIDSON; GRIEVE, 2006) e os
isópodes (crustáceos terrestres), por sua dieta ser constituída de serapilheira, fungos e bactérias do solo,
exercem importante função na fragmentação de material vegetal (detritívoros) e consequentemente na
adição de matéria orgânica ao solo (PAOLETTI; HASSALL, 1999). Além disso, os teores de matéria
orgânica observados podem ter sido insuficientes para imobilizar o cromo e mantê-lo na forma
trivalente, mais estável e menos biodisponível. Outra possibilidade é que tenha havido uma redução no
pH do solo que, associado a um baixo teor de matéria orgânica contribuem para a mobilização do cromo
92
trivalente e conversão deste em hexavalente, mais móvel e mais tóxico para os animais (Macêdo; Murril,
2008).
Tabela 1. Teores de matéria orgânica(g) na amostra de solo de mata nativa e nos bioensaios de
vermicompostagem e bioindicação.
Bioensaios
Solo mata nativa
Vermicompostagem
Bioindicação
R1
-
0,3481
0,3203
R2
-
0,3826
0,3266
R3
-
0,3644
0,3386
Média
0,3943
0,3650
0,3285
R1 - Repetição 1, R2 – Repetição 2, R3 – Repetição 3. Os resultados representam valores médios.
A tabela 2 mostra os resultados de sobrevivência e biomassa das oligochaetas e isópodes.
Comparando os dois grupos de organismos testados percebe-se, à primeira vista, que as oligochaetas são
muito mais sensíveis ao cromo que os isópodes devido ao número de sobreviventes ser bem inferior e
não haver reprodução. Entretanto, ao analisar as espécies de isópodes sobreviventes fica evidente que o
impacto (toxicidade) do cromo presente nas aparas de couro é dependente da espécie com a qual ele está
em contato.
Tabela 2 - Valores de sobrevivência e biomassa nos bioensaios de vermicompostagem e bioindicação.
Bioensaios
Vermicompostagem
R1
R2
R3
Média
Sobreviventes
4
2
0
2
Biomassa inicial (g) 4,60 4,70 4,53 4,61
Biomassa final (g)
1,27 0,99
0
0,75
Bioindicação
Sobreviventes
9
56
14
26,3
Biomassa inicial (g) 0,63 0,47 0,78 0,63
Biomassa final (g)
0,42 2,25 1,2
1,29
R1 - Repetição 1, R2 – Repetição 2, R3 – Repetição 3, σ – Desvio padrão.
σ
Repetibilidade (%)
1,64
0,07
0,54
21,08
0,13
0,75
81,65
98,49
72,32
80,04
79,80
58,12
No caso das oligochaetas da espécie Eisenia Andrei o efeito tóxico foi acentuado, dos 50
indivíduos adultos inoculados em cada unidade experimental obteve-se um máximo de 8% de
sobrevivência e nenhum indivíduo jovem, isto pode ser explicado pela possível desidratação devido a
alta concentração de cromo em que as mesmas foram expostas conforme relatado em Bidone e Povinelli
(1996). Nos isópodes, em uma das unidades experimentais, obteve-se 80% de sobrevivência e um
acréscimo de 40 indivíduos jovens. Porém, ao analisar as espécies sobreviventes e reproduzidas
observou-se tratar-se de apenas duas espécies: Armadilidium vulgar Latreille (1804) (Armadillidiidae),
e Philoscia muscorum Scopoli (1963) (Philosciidae). A primeira delas é descrita em Giurgica e Murariu
(2008) e Manti et al (2013), como bioacumuladora de metais pesados como Cd, Hg, Pb, Zn e Co. Isto
explica a elevada taxa de sobrevivência e reprodução da espécie em presença de cromo. Além disso,
outro resultado interessante reforça a conclusão de que só sobreviveu a espécie que tem capacidade de
93
acumular cromo e evitar a morte por toxicidade, nesta mesma unidade experimental havia um único
indivíduo adulto da espécie Philoscia muscorum, espécie de origem mediterrânea e introduzida no
Brasil e nenhum indivíduo jovem. Em todas as outras unidades experimentais havia apenas indivíduos
da espécie A. vulgare.
CONCLUSÃO
O cromo contido nas aparas de couro, quando compostadas nas condições testadas neste
experimento, causa toxicidade tanto em oligochaetas como em isópodes terrestres, dois importantes
grupos que constituem a fauna do solo.
Dentre as espécies de organismos testados neste experimento conclui-se que, nas condições
testadas, Eisenia andrei (oligochaeta) é a mais afetada pela presença do cromo e Armadilidiu mvulgare
(isópode) é mais tolerantes por ser uma espécie bioacumuladora de metais pesados.
REFERÊNCIAS
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+ L, 76p. São Paulo: CETESB, 2005.
Ribeiro, V. D.; Yuan, Y. S.; Morelli, R. M. Efeito da Adição de Serragem de Couro Tratada
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tanning industry, Environ. Sci. Technol. 36 (2002).
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Milacic, R., Stupar, J. Fractionation and oxidation of chromium in tannery wast and sewage
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Silva, C. D. da, et al. Vermicompostagem de lodo de esgoto urbano e bagaço de cana-de-açúcar. Rev
Bras Eng Agr Amb, 6 (3), P. 487–491, 2002.
Schill, R. O.; Köhler, H. R. Energy reserves and metal storage granules in the hepatopancreas of
Oniscusasellus and Porcellioscaber (Isopoda) from a metal gradient at Avonmouth, UK. Ecotoxicol, 13
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Acesso em: 15 abr. 2014.
Davidson, D.A., Grieve, I.C. (2006) - Relationships between biodiversity and soil structure and
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and use as bioindicators. Agric., Ecos. and Environ. 74 (1999) 157–165.
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Macedo, L. S., Murril, W.B.B. Origem e comportamento dos metais fitotóxicos: revisão da literatura.
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Bidone, F. R. A.; Povinelli, J. A Vermicompostagem dos Resíduos Sólidos de Curtume. In: Congreso
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Manti, A. et al. Effects of landfill leachate treatment on hepatopancreas of Armadillidiumvulgare
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95
AVALIAÇÃO PRELIMINAR DA ECOTOXICIDADE COM ARTEMIA
SALINA E LACTUCA SATIVA DO AFLUENTE E EFLUENTE DE UM
SISTEMA DE TRATAMENTO BIOLÓGICO EM SÉRIE
Renata M. Cardoso1, Roger B. dos Santos1, Martha F. S. Lima1, Tânia Mara Pizzolato1 Luiz O.
Monteggia2, Beatriz Ospitia2, Carla Sirtori1*
1
Instituto de Química/UFRGS, CP 15003, 91501-970 Porto Alegre, RS- Brasil.
2
Instituto de Pesquisas Hidráulicas/UFRGS, CP 15029, 91501-970 Porto Alegre, RS - Brasil.
* [email protected]
INTRODUÇÃO
O aumento na demanda de água é crescente na atualidade e favorece que muitos estudos
científicos desenvolvam técnicas/processos que visem alcançar um tratamento adequado de diferentes
matrizes aquosas. Neste sentido, os processos biológicos de tratamento são tecnologias já amplamente
consolidadas e conhecidas que foram largamente estudados. Isoladamente, os diferentes processos
biológicos podem apresentar algumas limitações, porém de forma associada podem constituir uma
ferramenta eficaz para o tratamento de matrizes aquosas de elevada complexidade como é o caso de
afluentes e efluentes urbanos, onde uma ampla gama de diferentes contaminantes orgânicos pode estar
presente. O objetivo desse estudo é avaliar a ecotoxicidade do afluente e do efluente após o emprego de
um sistema de tratamento biológico em série, empregando a Artemia salina e Lactuca sativa como
organismos teste.
EXPERIMENTAL
As amostras de afluente (composto por efluente urbano acrescido com 10% de lixiviado
proveniente de aterro sanitário doméstico) e efluente foram coletadas em uma estação de tratamento
experimental (vide Figura 1), em dois pontos distintos: um na entrada (afluente) e outro na saída
(efluente), após tratamento. Esta estação localiza-se na cidade de Canoas/RS e pertence ao Instituto de
Pesquisas Hidráulicas (IPH) da UFRGS. O processo emprega três etapas de tratamento biológico em
série do afluente, passando inicialmente por um reator anaeróbio de manto de lodo de fluxo ascendente
(UASB), a seguir por um reator aeróbio na modalidade Contactor Biológico Rotatório e finalmente por
um sistema de banhados construídos de fluxo vertical (duas unidades em série), seguidos de dois
banhados construídos de fluxo horizontal, que constituem a etapa final do tratamento. Foram realizadas
coletas mensais de amostras de afluente e efluente durante o período de agosto a outubro/2014. O pH de
ambas amostras não foi ajustado e encontrava-se na faixa de 7,3-8,6. Além disso, tanto o afluente como
o efluente não sofreram nenhum tipo de diluição prévia aos bioensaios.
96
A metodologia de determinação da ecotoxicidade utilizando o microcrustáceo Artemia salina está
baseado na Norma Técnica da Petrobrás (N-2588) (Petrobrás, 1996). Em linhas gerais, a metodologia
empregada consiste em diferentes etapas, desde a eclosão dos cistos, a qual deve
ser realizada em presença de uma solução de sal marinho com uma concentração de 30 g L -1,
abundantemente aerada e com uma temperatura de 25°C. Após 24h, os cistos incubados darão origem
aos náuplios de Artemia em fase larvar II e III, os quais serão empregados no bioensaio. Esses
organismos são expostos por 48h a diferentes amostras, bem como aos controles positivo (soluções de
dicromato de potássio nas concentrações de 0,1, 1, 10, 25, 50, 75 e 100 mg L-1 preparadas em presença
de sal marinho em concentração de 30 g L-1) e negativo (solução preparada com sal marinho em
concentração de 30 g L-1). Nas amostras de afluente e efluente foi acrescida a massa corresponde ao sal
marinho necessário para alcançar uma concentração de 30 g L-1. O ensaio é realizado em quadruplicata
de cada amostra/controle, onde em cada réplica são empregadas 10 larvas para cada poço-teste.
Finalmente, os náuplios são incubados por até 48h a 24°C. A contagem das larvas mortas é realizada
após 24 e 48 horas de exposição. Consideram-se larvas mortas todas as que não apresentarem nenhum
movimento em até 12 segundos de observação. O teste é válido se mortalidade não exceder a 10% no
controle negativo e se pelo menos 80% das larvas morrerem na concentração máxima de dicromato de
potássio empregado.
Figura 1: Esquema ilustrativo do sistema de tratamento biológico em série empregado nesse estudo. (Fonte: L. O.
Monteggia e B. Ospitia)
O bioensaio de toxicidade com sementes de alface (Lactuca sativa) é um teste de toxicidade aguda
que permite avaliar os efeitos fitotóxicos de compostos puros ou misturas complexas no processo de
97
germinação das sementes e o desenvolvimento de plântulas nos primeiros dias de crescimento. Como
pontos finais para a evolução dos efeitos fitotóxicos, se determina a inibição na germinação e a inibição
no alongamento da raiz e do hipocótilo. A metodologia empregada nesse estudo foi adaptada de Sobrero
e Ronco, 2014. Neste caso, foram realizados controles positivos (soluções de cloreto de zinco nas
concentrações de 0,2, 2, 20, 50, 100 e 200 mg L-1 preparadas com água filtrada). Por sua vez o controle
negativo empregado foi água filtrada. As sementes de alface utilizadas neste trabalho foram de mesma
variedade (L. sativa var. Manteiga). Os ensaios foram executados em placas petri de 150 mm de
diâmetro forradas com papel filtro quantitativo de tamanho adequado ao da placa petri empregada, onde
foram acrescentados 5 mL de cada amostra. Após a saturação do papel filtro com as amostras, 20
sementes de alface foram cuidadosamente dispostas sobre o papel filtro com auxílio de uma pinça.
Finalmente, as placas foram cobertas com filme plástico do tipo PVC e incubadas por 120 horas. Para
cada ensaio foram realizadas três réplicas. A avaliação da fitotoxicidade das amostras foi realizada
mediante a determinação do Índice Médio de Crescimento Relativo da Raiz (ICR) e do Índice de
Germinação (IG em %), assim como indicado por Young et al., 2012.
A análise estatística dos dados foi realizada utilizando um modelo linear para a análise de
variância (ANOVA). Quando a valores de F da análise de variância foram significativos (p˂ 0,05), as
médias dos tratamentos foram comparadas pelo teste de Tukey.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados obtidos para o microcrustáceo A. salina estão descritos na Figura 2 e demonstram
que as amostras de afluente (agosto-setembro) e efluente (agosto) apresentam uma elevada toxicidade.
Já a amostra do efluente (setembro) teve a sua toxicidade reduzida em aproximadamente 37,5% e,
finalmente, no mês de outubro, ambas as amostras apresentaram uma toxicidade bastante discreta
quando comparada aos meses anteriores. Essa redução tão expressiva poderia estar influenciada pela
variabilidade dos parâmetros físico- químicos do afluente empregado e também pela operação dos
sistemas de tratamento de forma sequencial. Assim, os resultados da ecotoxicidade poderiam estar
justificados pela variabilidade de parâmetros tais como: elevada concentração de amônia ou fosfatos,
alta carga orgânica, etc. Cabe destacar que esse trabalho está em sua etapa inicial uma vez que se espera
seguir realizando o monitoramento das amostras em questão por pelo menos 1 ano para ter uma
avaliação mais consistente.
98
Figura 2: Mortalidade dos náuplios após 48h de exposição. Os valores indicados sobre cada barra são a média
(±desvio padrão).
Por sua vez, os resultados obtidos nos ensaios com sementes de L. sativa são apresentados na
Tabela 1 e indicam que, para as amostras de afluente, igual ao observado para a A. salina, os meses de
agosto e setembro apresentaram uma inibição do crescimento da raiz. Ademais, nessas amostras as
raízes apresentavam uma coloração mais escura e com espessura inferior, comparativamente, ao
controle negativo. Outro resultado que merece destaque é o comportamento da amostra do mês de
outubro a qual, no caso do afluente, apresentou uma estimulação do crescimento da raiz em relação ao
controle negativo. Finalmente, é importante evidenciar que em nenhuma das amostras analisadas foi
observada a necrose das sementes.
Tabela 1: IG médio (%) (±desvio padrão), ICR médio (±desvio padrão) e categorias de toxicidade
Amostras
Meses
IG (%)
ICR
Categorias de toxicidade
agosto
45,2 (± 7,0)
0,4 (± 0,1)
I
setembro
71,2
(±
18,1)
0,7
(±
0,2)
I
Afluente
outubro
139,8 (± 40,3) 1,4 (± 0,4)
E
agosto
93,3 (± 15,7)
1,0 (± 0,2)
AES
setembro
50,9
(±
1,0)
0,5
(±
0)
I
Efluente
outubro
115,2 (± 7,9)
1,2 (± 0,1)
AES
I: inibição do crescimento da raiz; AES: ausência de efeitos significativos;
E: estimulação do crescimento da raiz para o afluente e efluente com a L. sativa.
99
CONSIDERAÇAO PARCIAL E ETAPAS FUTURAS
Os resultados
monitoramento
do
prévios
aqui
sistema
de
apresentados
tratamento
constituem
biológico
em
uma
série
etapa
e
inicial
do
demandam
um
acompanhamento mais contínuo, o qual está sendo realizado atualmente. Adicionalmente, considera-se
que a correlação entre os resultados aqui apresentados e as variáveis físico- químicas devem ser
estudados, provavelmente mediante a análise das componentes principais (PCA), para determinar os
efeitos gerados entre os diferentes fatores analisados.
AGRADECIMENTOS
Renata M Cardoso e Roger B. dos Santos agradecem a UFRGS e FAPERGS, respectivamente, pelas
bolsas de iniciação científica concedidas.
REFERÊNCIAS
Petrobrás, 1996. Normas Técnicas. Norma Técnica N-2588. Determinação da toxicidade aguda de
agentes tóxicos em relação à Artemia sp.
Sobrero, C., Ronco, A., 2004. Ensayo de toxicidad aguda con semillas de L. sativa. in: Castillo,
G. (ed), Ensayos Toxicológicos y Métodos de Evaluación de Calidad de Aguas: Estandarización,
Intercalibración, Resultados y Aplicaciones. México, 71-79.
Young et al., 2012. Ecotoxicology and Environmental Safety, 76: 182-186.
100
CARACTERIZAÇÃO DE RESÍDUOS E PRODUTOS DA BRITAGEM DE
ROCHAS BASÁLTICAS E AVALIAÇÃO DA APLICAÇÃO NA
ROCHAGEM
Jéssica Maria Gregory Nunes*, Cristiane Oliveira Rodrigues, Rubens Muller Kautzmann
Centro Universitário LaSalle Unilasalle,, Mestrado de Avaliação de Impactos Ambientais, Av. Victor
Barreto 2288, Canoas, RS, Brasil
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O presente trabalho descreve estudos de caracterização física, físico-química, química e
mineralógica, de estimativa de disponibilidade de nutrientes em meio aquoso e também da aplicação na
agricultura de partículas de basaltos provenientes de quatro empresas localizadas no Distrito Mineiro do
município de Nova Prata, no Rio Grande do Sul, para avaliação da utilização destas partículas em
rochagem.
A rochagem pode ser caracterizada como uma técnica de fertilização de solos, que facilita a
recomposição de macronutrientes como nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio, enxofre e magnésio, além
de micronutrientes como ferro, manganês, cobre, zinco, sódio, entre outros, a partir da adição de
partículas de determinados tipos de rochas, também denominados agrominerais. (Theodoro, 2000).
Nos últimos anos, os estudos para redução da utilização dos fertilizantes químicos convencionais,
compostos por nitrogênio, fósforo e potássio, os chamados NPKs, tem despertado grande interesse no
Brasil. Isto se deve, aos diversos problemas ambientais causados por estes produtos quando frações não
absorvidas pelas plantas são carregadas pela superfície do solo ou percoladas neste atingindo águas
superficiais e subterrâneas e causando uma poluição.
Além destes problemas relacionados ao uso destes fertilizantes convencionais do tipo NPKs,
existe uma demanda importante e notória de partículas minerais da mineração que poderiam substituir
estes produtos, sendo ao mesmo tempo transformadas de resíduos para produtos. Neste caso, o setor da
mineração, principalmente as pedreiras, enfrentam problemas relacionados às partículas minerais que
após o beneficiamento encontram-se fora de especificação comercial e acabam tornando-se resíduos que
necessitam disposições ambientalmente seguras. Esta disposição correta tornou-se mais um custo para o
setor de mineração, por isso, a busca de alternativas tecnológicas viáveis para a disposição destes
resíduos vem crescendo, sendo a rochagem uma dessas alternativas, pois utiliza os resíduos de
operações de mineração, como a britagem, para fins agronômicos.
Dentre estes resíduos, as partículas finas de rocha, também denominadas pó de rocha, são o
principal resíduo dos processos de britagem e corte de rochas na exploração mineral em pedreiras. No
Brasil, nos últimos 10 anos tem se intensificado o estudo e aproveitamento deste resíduo como
101
fertilizante, corretivo ou remineralizador do solo, como alternativa para reduzir os custos da produção
agrícola e, também, uma forma de diminuir a dependência de insumos importados, sem comprometer a
produtividade das lavouras (Theodoro, Dubois e Leonardos, 2002).
Existe uma intensa utilização de rochas vulcânicas na produção de pedra, brita, e recentemente
areias, como também blocos para a produção de placas para a construção civil no norte do Rio Grande
do Sul, bem como em toda a região coberta pelos derrames da Formação Serra Geral, onde se
concentram as amostras da presente pesquisa. O interesse no estudo do aproveitamento de partículas de
menor granulometria (resíduos e produtos) geradas na britagem se inclui em uma série de processos e
alternativas para qualificar e promover a sustentabilidade econômica e ambiental da extração de basalto,
principalmente, para os pequenos mineradores, da região de Nova Prata, Rio Grande do Sul, onde a
implantação de centrais de tratamento de rejeitos é uma necessidade nas usinas. Além disto, esta região
é caracterizada por atividades de pequenos e médios agricultores que seriam altamente beneficiados
com o novo produto.
MATERIAIS E MÉTODOS
O presente trabalho utilizou quatro amostras de rochas de basalto (Figura 2), provenientes das
empresas Basel Indústria e Comércio de Minerais, Concresul Britagem, Sindicato da Indústria de
Extração de Pedreiras de Nova Prata e Zilli Basalto e Britagem, cujas jazidas, ilustradas na Figura 1,
estão localizadas no Distrito Mineiro do município de Nova Prata, no estado do Rio Grande do Sul.
Figura 1: Localização das jazidas das empresas Basel Indústria e Comércio de Minerais, Concresul Britagem,
Sindicato da Indústria de Extração de Pedreiras de Nova Prata e Zilli Basalto e Britagem, localizadas no Distrito
Mineiro do município de Nova Prata, no estado do Rio Grande do Sul.
Fonte: CPRM, 2004.
102
Figura 2: Amostras de basalto: (a) Amostra I; (b) Amostra II; (c) Amostra III; (d) Amostra IV.
As amostras coletadas nestas jazidas foram classificadas em I, II, III e IV, conforme Tabela 1.
Tabela 1: Locais de procedência das amostras estudadas.
Classificação
Tipo de amostra
Empresas
Jazida
da amostra
I
Classificação na
empresa
Pó de rocha
Basel Indústria e Comércio
Jazida A
Resíduo
< 30#
de Minerais
II
Pó da 2ª peneira
Concresul Britagem
Jazida B
Resíduo
III
Pilha de pedrisco
Sindicato da Indústria de
Jazida C
Produto
Extração de Pedreiras de
para
construção civil
Nova Prata
IV
Pilha de pedrisco
Zilli Basalto e Britagem
Jazida D
Produto
para
construção civil
Neste trabalho foram realizados estudos de caracterização física, físico-química, química e
mineralógica, de estimativa de disponibilidade de nutrientes em meio aquoso e de aplicação na
rochagem de partículas de basaltos provenientes de quatro empresas localizadas no Distrito Mineiro do
município de Nova Prata, no Rio Grande do Sul. As amostras foram preparadas e caracterizadas quanto
à umidade, massa específica, classificação granulométrica, área superficial, potencial zeta, capacidade
de troca catiônica e composição elementar e mineralógica. Também foram utilizadas técnicas de
difração e fluorescência de raios-X para identificar as principais fases minerais e óxidos presentes nas
amostras. Para avaliar a estimativa de disponibilidade de nutrientes foram simulados diferentes meios
aquosos na presença das amostras e, posteriormente, concentrações de Al, Ca, Mg, Mn, P, K, B, S, Cu e
103
Zn foram determinadas na fase líquida por técnicas de espectroscopia molecular e de chama.
Adicionalmente, estudos em escala de laboratório foram realizados para estimar a aplicação das
partículas de basalto, em diferentes concentrações (2,5 g/kgsolo, 12,5 g/kgsolo e 50 g/kgsolo) na técnica
de rochagem para cultivo de milhos.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados mostraram que as amostras apresentaram valores baixos de umidade (0,25% para a
amostra I, 0,45% para a amostra II, 0,27% para a amostra III e 0,39% para a amostra IV), valores médios
de massa específica de 2,67 g/cm³ e de capacidade de troca catiônica de 1,31 meq.g-1. Todas as amostras
apresentaram uma densidade de carga negativa em toda a faixa de pH analisada com um ponto
isoelétrico próximo de pH 2. Ainda, as amostras foram compostas principalmente por labradorita
(73,5% para a amostra I, 51% para a amostra II, 52% para a amostra III e 61% para a amostra IV) e
quartzo (9% para a amostra I, 19% para a amostra II, 15% para a amostra III e 13% para a amostra IV).
Os principais óxidos constituintes destas partículas foram SiO2 (65%) de , Al2O3 (13,2%), Fe2O3 (7,1%)
CaO (3,5%), K2O (3,5%) e Na2O (3,1%). Adicionalmente, diversos macro e micronutrientes (Al, Ca,
Mg, Mn, P, K, B, S, Cu e Zn) foram disponibilizados para o meio aquoso, indicando o potencial destas
amostras para o desenvolvimento e manutenção da vida vegetal. A aplicação das partículas de basalto no
cultivo de milhos mostraram bons resultados para os parâmetros de desenvolvimento vegetal avaliados
no estudo, confirmando a possibilidade da utilização das amostras para rochagem.
CONCLUSÃO
Diante de todos estes resultados foi possível concluir que as amostras de basalto estudadas
demonstraram viabilidade de aplicação na rochagem. Este fato apresenta grande importância para o
setor industrial da mineração de basalto que poderá contar com uma nova alternativa de disposição de
rejeitos que poderão ser transformados em produtos. Além disto, produtores rurais da região de Nova
Prata-RS poderão contar com uma alternativa economicamente viável de um produto fertilizante natural
e, portanto, ambientalmente seguro.
REFERÊNCIAS
Bergmann, M.; Hoff, R.; Theodoro, S. H. Rochagem: Viabilizando o uso sustentável dos descartes de
mineração no Distrito Mineiro de Ametista do Sul (DMAS), RS. In: I Congresso Brasileiro de
Rochagem, 2009, Planaltina: Anais ..., EMBRAPA, 2011.
CPRM - SERVIÇO GEOLÓGICO DO BRASIL. Carta Geológica do Brasil ao Milionésimo: sistema de
informações geográficas-SIG. Escala 1:1.000.000. Brasília: CPRM, Programa Geologia do Brasil, 1
CD-ROM, 2004.
104
EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA - EMBRAPA. Manual de análises de
solos, plantas e fertilizantes. Brasília Embrapa Comunicação para Transferência de Tecnologia, p.
171-222. 1999.
Kautzmann, R. M., Toscan, L., Sabedot, S. O rejeito da mineração de basalto no nordeste do Estado do
Rio Grande do Sul: diagnóstico do problema. REM: Revista Escola de Minas, Ouro Preto, v. 60, n. 4,
p.657-662, 2007.
Theodoro, S. H. Leonardos, O. Rochagem: uma questão de soberania nacional. In: XIII Congresso
Brasileiro de Geoquímica. Gramado, RS, 2011.
Theodoro, S. H. Leonardos, O. H. Dubois, A. M. Rochagem e compostagem: uma forma
ambientalmente correta de recuperar e fertilizar áreas degradadas. In: Suzi Huff Theodoro SH (Org.).
Conflitos e Uso Sustentável dos Recursos Naturais. Rio de Janeiro, Garamond, p.85-102, 2002.
Theodoro, S. H. Fertilização da terra pela terra: uma alternativa para a sustentabilidade do pequeno
produtor rural. Tese de Doutorado. Centro de Desenvolvimento Sustentável da Universidade de Brasília
(CDS/UnB). Brasília, 2000.
105
AVALIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO EM NÚMERO E DISTRIBUIÇÃO
DE TAMANHO DE NANOPARTÍCULAS EM CANOAS, BRASIL
Jorge Miguel Masetto1,2*, Luis Felipe Silva Oliveira2 , Ismael Luís Schneider3,
Elba Calesso Teixeira1,3
1
Fundação Estadual de Proteção Ambiental
2
Centro Universitário La Salle
3
Universidade Federal do Rio Grande do Sul
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O crescente aumento da frota de veículos tem causado uma grande preocupação com a qualidade
do ar, especialmente quanto à emissão de partículas atmosféricas (ultrafinas e nanopartículas) em áreas
urbanas (Teixeira et al., 2011). As partículas, com tamanho <300 nm, correspondem a 99% da
concentração em número de partículas e podem causar diversos efeitos nocivos à saúde (Kumar et al.,
2010).
As partículas atmosféricas podem ser subdivididas conforme o seu tamanho nos modos
nucleação, Aitken e acumulação. As partículas do modo nucleação são aquelas com tamanho <30 nm, e
são formadas através dos processos de conversão gás-partícula que ocorrem na atmosfera após o
resfriamento e diluição das emissões veiculares (Kumar et al., 2010). As partículas correspondentes ao
modo Aitken (30-100 nm) (Kumar et al., 2010), são formadas a partir da coagulação das partículas do
modo nucleação e emitidas através da combustão dos veículos (Kulmala et al., 2004). As partículas do
modo acumulação são aquelas com tamanho entre (100-1000 nm) provenientes da combustão de óleo
diesel e gasolina (Kumar et al., 2010).
O objetivo deste trabalho foi determinar a concentração em número e a distribuição do tamanho
das nanopartículas atmosféricas em Canoas, área sob influência do tráfego da rodovia BR-116.
MATERIAIS E MÉTODOS
Canoas localiza-se na Região Metropolitana de Porto alegre (RMPA), cujo município é o segundo
maior em população com aproximadamente 338 mil habitantes (IBGE, 2013). A RMPA possui 4
milhões de habitantes (IBGE, 2013) e 2 milhões de veículos (DETRAN, 2013), com cerca de 85%
movidos por gasolina, 7% diesel, 7% de álcool e 1% de gás natural. A BR-116 possui um fluxo diário de
aproximadamente 150 mil veículos.
As nanopartículas de 10 a 420 nm foram determinadas entre 8 e 10 de outubro de 2013 em Canoas
(6 m do solo e a 70 m da BR-116), nas dependências do Centro Universitário La Salle. Foi utilizado o
classificador de partículas SMPS modelo 3910, da TSI Inc. As concentrações de NO x (NO + NO2) e O3,
106
foram determinadas por analisadores de quimiluminescência e radiação UV, respectivamente, além das
variáveis meteorológicas (velocidade e direção do vento, umidade, radiação e temperatura). Foi medida
a concentração total das nanopartículas ao longo do dia, assim como identificada a distribuição modal,
logo se aplicou a correlação de Pearson nos resultados obtidos utilizando o software estatístico SPSS
para Windows versão 21.0.
RESULTADOS E DISCUSSÕES
A Figura 1 mostra resultados da variação diária das concentrações. A concentração máxima foi de
17.3 x 104 partículas/cm3 às 6 h, que é explicado pelo rush da manhã, ou seja, período em que a pessoas
saem de suas residências para o trabalho. Também se observa um pequeno aumento da concentração
total no período do final da tarde (18 h), 7.68 x 10 4 partículas/cm3, devido ao retorno dos veículos
(Ondracek et al., 2011). Neste período, a concentração total média foi de 5.21 ±2.21 x 104
partículas/cm3.
Figura 1 - Variação diária das concentrações em número de nanopartículas.
A distribuição de tamanho de partículas (Fig. 2) apresentou três modas, centradas em 13.6 nm
(nucleação), 33.0 nm (Aitken) e 110 nm (acumulação). Este tipo de distribuição é relacionado às
emissões veiculares, como já foi verificado em outros estudos (Hussein et al., 2005).
4E+04
dN/dlog(Dp) (#/cm³)
dN/dlog(D)
Moda 1
Moda 2
2E+04
Moda 3
dN/dlog(D)
0E+00
10
100
1000
Diâmetro da partícula (nm)
107
Figura 2 - Distribuição do tamanho de partículas ajustada pelo modelo log-normal (linha contínua), modas do
modelo log-normal (linhas pontilhadas) e concentrações médias observadas (triângulos).
Na Tabela 1 são apresentados os níveis médios, mínimo e máximo dos parâmetros
meteorológicos (temperatura, direção e velocidade do vento, umidade relativa e radiação solar) durante
o período de estudo.
Tabela 1 - Níveis médios, mínimos e máximos das condições meteorológicas.
Média
Mínimo
Máximo
Temperatura (°C)
19.5
12.5
27.0
Dir. Vento (°)
115
17
356
Vel. Vento (m/s)
2.6
0.7
4.8
Umidade Relativa (%)
56.2
27.5
88.7
Radiação Solar (KJ/m2)
361
0
1071
Na Figura 3 é apresentada a rosa dos ventos, de maneira que o local de amostragem (P1) esta localizado
na posição oeste da rodovia BR-116 (sentido norte/sul). Como é possível observar, a direção do vento
sopra perpendicularmente a rodovia BR-116, ou seja, o local de amostragem (P1) estava à jusante da
rodovia e, portanto, recebia influência das emissões veiculares.
P
1
Figura 3 - Rosa dos ventos para o período de amostragem.
108
A análise estatística (Tabela 2) mostrou que a concentração total de nanopartículas apresentou
uma correlação significativa com os gases NO, NOx e NO2 (0.44, 0.47 e 0.45, respectivamente),
confirmando a mesma origem, as fontes móveis (Morawska et al., 1998).
Tabela 2 - Coeficientes de correlação de Pearson entre a concentração total de nanopartículas e gases
poluentes com os parâmetros meteorológicos.
Conc. total (#cm3)
Dir. Vento
Vel. Vento
Umid.
Rad.
NO
NOx
NO2
O3
-0.100
-0.012
-0.225
0.152
0.441**
0.470**
0.457**
-0.037
**. A correlação é significativa no nível 0,01 (2 extremidades).
Em relação à influência da temperatura sobre a concentração total durante o dia, observa-se uma
correlação negativa (-0.24), indicando que maiores temperaturas correspondem a menores
concentrações de nanopartículas. Segundo Hussein et al., (2005), durante o dia a camada limite
superficial é maior, ou seja, as partículas atmosféricas são misturadas dentro de um volume de ar maior,
o que acarreta numa diminuição da concentração. Já durante a noite, período com menores temperaturas,
se observa um comportamento contrário (correlação positiva de 0.45). A concentração total não
apresentou correlações significativas com os demais parâmetros.
CONCLUSÕES
A concentração em número, a distribuição de tamanho das nanopartículas e a correlação com os
gases poluentes (NO, NO2 e NOx) durante o período de estudo confirmam a tendência das emissões
veiculares oriundas da rodovia BR-116. As maiores concentrações em número de nanopartículas foram
observadas nas primeiras horas da manhã durante a hora do rush e se observa um pico secundário
durante o rush da tarde. A temperatura também desempenhou papel importante sobre a concentração de
nanopartículas. É importante destacar que este é um trabalho preliminar e que deverá ser realizado um
estudo mais aprofundado e por um período maior na região.
REFERÊNCIAS
DEPARTAMENTO ESTADUAL DE TRÂNSITO – DETRAN, 2013. Frota do RS. Disponível em <
http://www.detran.rs.gov.br/conteudo/27453/frota-do-rs>.
Hussein, T., Hameri, K., Aalto, P.P., Paatero, P., Kulmala, M., 2005. Modal structure and spatial temporal variations of urban and suburban aerosols in Helsinki - Finland. Atmospheric Environment 39,
1655 - 1668.
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA – IBGE, 2013. Cidades. Disponível
em <http://www.cidades.ibge.gov.br/xtras/home.php>.
109
Kulmala, M., Vehkamaki, H., Petaja, T., Dal Maso, M., Lauri, A., Kerminen, V.M., Birmili, W.,
McMurry, P.H., 2004. Formation and growth rates of ultrafine atmospheric particles: A review of
observations. Journal of Aerosol Science 35, 143–176.
Kumar, P., Robins, A., Vardoulakis, S., Britter, R., 2010. A review of the characteristics of nanoparticles
in the urban atmosphere and the prospects for developing regulatory controls. Atmospheric
Environment 44, 5035-5052.
Ondracek, J., Schwarz, J., Zdímal, V., Andelová , L., Vodicka, P., Bízek, V., Tsai, C.J., Chen, S.C.,
Smolík, J., 2011. Contribution of the road traffic to air pollution in the Prague city (busy speedway and
suburban crossroads). Atmospheric Environment. 41, 2145-2155.
Morawska, L., Thomas, S., Bofinger, N., Wainwright, D., Neale, D., 1998. Comprehensive
characterization of aerosols in a subtropical urban atmosphere: particle size distribution and correlation
with gaseous pollutants. Atmospheric Environment 32, 2467-2478.
Teixeira, E.C., Garcia, K.O., Meincke, L., Leal, K.A., 2011. Study of nitro-polycyclic aromatic
hydrocarbons in fine and coarse atmospheric particles. Atmospheric Research 101, 631- 639.
110
EFEITO DO HERBICIDA FACET EM ALEVINÕES DE JUNDIÁ:
COMPROVAÇÃO DO DANO PROVOCADO POR AGROQUÍMICOS EM
ESPÉCIES NÃO-ALVO
Tanilene Sotero Pinto Persch1*; Patrícia Rodrigues da Silva1; Sarah Helen Dias dos Santos1;
Betânia Souza de Freitas1; Guendalina Turcato Oliveira1
1
Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul, Laboratório de Fisiologia da Conservação
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Os agrotóxicos são contaminantes aquáticos decorrentes de atividades antropogênicas, tendo
como principal objetivo a eliminação de alguma forma de vida, sendo letais ou causando desordens
fisiológicas e/ou morfológicas, inclusive em espécies não-alvo. O agroquímico quinclorac
(comercialmente: Facet®) é amplamente utilizado nas lavouras de arroz, sendo de fácil aplicação e
controle eficaz de ervas daninhas, tanto pré como pós-emergentes. No Brasil, o herbicida é aplicado
nestas monoculturas, em concentrações próximas a 0,75 mg/L (Rodrigues e Almeida, 1998). Marchesan
et al. (2007), encontrou indícios de quinclorac em plantações de arroz no rio Vacacaí-Mírim, com
concentrações entre 0,48 µg/L e 6,60 µg/L. Rhamdia quelen é uma espécie rústica, distribuída do
México a Argentina. No Brasil, o jundiá é perfeitamente adaptado às diferentes estações climáticas e às
variações extremas de temperatura; possui boa aceitação comercial, sendo espécie potencial para cultivo
tanto pela pesca, quanto para a alimentação, possuindo carne de sabor agradável e excelentes
características para o processamento industrial (Barcellos et al., 2003).
Desta forma, o presente trabalho buscou verificar possíveis alterações metabólicas e no balanço
oxidativo de indivíduos de Rhamdia quelen na segunda fase do desenvolvimento (alevinões, recém
maturados sexualmente), frente a testes de toxicidade aguda com duas concentrações Facet ®.
METODOLOGIA
Os animais foram comprados e passaram por um período de aclimatação por sete dias, com
temperatura e ciclo de luz natural, em aquários com aeração constante, protegidos de predadores e
alimentados uma vez ao dia, ad libitum (Ballesteros et al., 2009). Todos os indivíduos possuíam
comprimento total acima de 18 cm, sendo, portanto, considerados alevinões: maturados sexualmente,
porém sem haver reproduzido. Segundo Baldisserotto & Neto (2004), com 16,5 cm e 17,5 cm todos os
machos e fêmeas, respectivamente, estão aptos para a reprodução.
Após a aclimatação, os animais foram submetidos à exposição ao agroquímico, em concentrações
sub-letais, similares às encontradas em ambiente natural. O estudo foi feito com três grupos
experimentais: “Grupo Controle” (sem interação com o químico, pelos 14 dias de experimento); grupo
111
exposto à concentração de 1,75 µg/L; e grupo exposto a 14 µg/L de Facet ®. O tempo de exposição foi de
sete dias, mantendo-se os mesmos parâmetros de cuidado do período de aclimatação. Findo este
período, foi realizada transecção de medula espinhal nos animais, sendo estes pesados (precisão de 0,1g)
e medidos (precisão 0,01cm). Separou-se as brânquias, o fígado, os rins e parte do músculo caudal
(cerca de 1 cm²), de ambos os gêneros. Os tecidos foram congelados a -20ºC e processados conforme a
necessidade de cada protocolo para as análises bioquímicas.
O protocolo experimental foi autorizado pelo Comitê de Ética para o Uso de Animais da PUCRS,
sob registro nº 11/00276, com n igual a 42 animais (perfazendo triplicata). As análises bioquímicas
seguiram os protocolos padronizados pelo Laboratório de Fisiologia da Conservação da PUCRS. Foram
realizadas medidas de proteínas totais (PT)1, glicogênio (GG)2, lipídeos totais (LT)3, triacilgliceróis
(TAG) 4 , medida de lipoperoxidação (LPO, pela quantidade de Espécies Reativas ao Ácido
Tiobarbitúrico - TBARS)5, medida da atividade da enzima Superóxido Dismutase (SOD)6, medida da
atividade da enzima Catalase (CAT)7, todos por métodos espectrofotométricos.
As análises estatísticas foram realizadas com o programa SPSS 20.0 e BioEstat 5.0. Utilizou-se
Kolmogorov-Smirnov; seguido do teste de Levene e ANOVA de uma via (complementado pelo teste da
Diferença Mínima Significativa ou pelo teste de Games-Howell); ou do teste de Kruskal-Wallis
(complementado pelo teste Student-Newman-Keuls).
RESULTADOS E DISCUSSÃO
No tecido brânquial, a depleção das reservas LT e TAG, aliada a das PT, parecem exercer um
papel fundamental na manutenção da homeotase e, consequentemente, na sobrevivência dos animais.
Visto que as brânquias representam a interface direta do animal com o meio ambiente, sendo estas
responsáveis também pela excreção de compostos nitrogenados, o grande gasto energético observado
pode-se justificar pela tentativa de repararo do dano provocado pelas espécies reativas de oxigênio
(produzidas pelos mecanismos de defesa contra o poluente, segundo Livingstone (2001)). O
comportamento de proteólise branquial concorda com os trabalhos publicados Sancho et al.(2000) e
Fernández-Vega et al.(2002). Tais características podem estar associadas à preservação das reservas de
GG neste tecido, após detectarem a presença do agente tóxico.
Nos vertebrados, o fígado está envolvido também na síntese de substâncias nitrogenadas, ocupa
um papel central no metabolismo de carboidratos e de lipídios, e na detoxificação do organismo
1
Utilização de kit comercial.
Extração segundo Van Handel, Analytical Biochemistry,11: 256-265, 1965; seguida de kit comercial de
glicose.
3
Extração segundo Folch, J., et al., Journal of Biological Chemistry. 226, 497-509, 1957; e dosagem
segundo Frings e Dunn, American Journal of Clinical Pathology, 53: 89-91. 1970.
2
4
Extração segundo Folch et al., 1957 e dosagem com kit comercial.
Conforme Buege & Aust, Methods Enzymology, 52: 302-310, 1978.
Conforme Boveris & Cadenas, Oberley, L. W. (ed.), v. II, c. 2, p. 15, 1982.
5
6
7
Conforme Boveris & Chance, Biochemical Journal, 34:707-717, 1973.
112
(Lehninger et al., 2002). Uma diminuição dos TAG e um aumento do GG tecidual foram observados no
tecido nos animais expostos. Sabe-se que a degradação de TAG gera ácidos graxos, que podem ser
utilizados para a síntese de corpos cetônicos, substrato alternativo ao uso da glicose; como também, o
glicerol resultante desta degradação pode ser utilizado na gliceroneogênese, para a síntese de glicose,
possibilitando a manutenção da glicemia destes animais; o que poderia ser estimulado pela liberação de
hormônios contra regulatórios como o glucagon.
O estímulo à produção de GG foi constatado tanto no tecido hepático como no renal dos
indivíduos expostos ao agroquímico. Esse resultado concorda com o visto por Glusczak et al. (2006):
aumento da glicose e do GG hepático em piavas, expostas ao herbicida glifosato. Podemos sugerir que o
glucagon estaria promovendo a lipólise nos animais por nós testados, aumentando assim, os níveis
plasmáticos de ácidos graxos e glicerol (Zanuto et al., 2011). Não realizamos análises no plasma, porém
os resultados encontrados nos tecidos concordam com o proposto pelos autores, visto que houve
depleção dos LT e TAG nas brânquias e dos TAG no fígado e músculo destes peixes.
Fonseca et al. (2008) sugerem que o estresse causado por herbicidas é acompanhado de uma alta
dependência de degradação oxidativa do GG muscular. Os mesmos explicitam que o estoque de GG é
freqüentemente utilizado em situações de hipóxia gerada por exposição a pesticidas (Sancho et al.,
1998; Oruç & Üner, 1999). Em concordância com os autores Oruç & Üner (1999), acreditamos que a
interação com o Facet esteja induzindo glicogenólise seguida de glicólise no tecido muscular,
indicando situação de estresse e assim a necessidade de degradação deste para manter o balanço
energético. No músculo também observamos uma diminuição das reservas de TAG, evidenciando um
aumento da demanda de reservas energéticas para manutenção e/ou aumento da síntese de ATP.
Sahib et al. (1984) observaram um aumento na síntese de PT nos tecidos muscular e hepático de
tilápias, expostas ao herbicida 2,4-Diamin. Mais tarde, Fonseca et al. (2008) também encontraram
níveis protéicos elevados, em tecido muscular de piavas expostas ao mesmo herbicida. Estes justificam
o aumento da síntese como compensatório pelas perdas protéicas, devido ao estresse causado pelo
tóxico. Padrão de resposta semelhante foi observado no tecido muscular dos jundiás, quando expostos a
ambas as concentrações do Facet. Toni et al.(2013) explicam que a proteína é um dos principais alvos
para a elucidação dos efeitos de pesticidas em várias espécies de peixes, pois eles induzem a
modificação oxidativa destas moléculas.
113
Figura 1. Resultados do metabolismo dos alevinões expostos ao Facet®.
O símbolo (*) identifica as diferenças significativas em relação ao grupo controle, com valor de p<0,05.
Zhang et al. (2008) explicitam que, se a formação das Espécies Reativas de Oxigênio (EROs)
prevaleça sobre o sistema antioxidante, o desbalanço entre a formação e a remoção das ERO’s pode
provocar o estresse oxidativo. Ainda, a exposição a herbicidas pode induzir a uma excessiva produção
de EROs, a um ponto no qual as enzimas antioxidantes são incapazes de contrapor os efeitos deletérios,
resultando no dano oxidativo (Martinez-Cayuela, 1998). Neste estudo podemos observar que os tecidos
branquial, hepático e renal apresentam um aumento na LPO após exposição à concentração mais
elevada do herbicida, com exceção do tecido renal que foi extremamente sensível ao herbicida
apresentando um aumento em ambas às concentrações utilizadas. O padrão de aumento nos rins foi
acompanhado por um incremento das enzimas antioxidantes (SOD e CAT); contudo, o aumento do
sistema antioxidante enzimático não foi suficiente para impedir o dano pelas EROs (medida de TBARS,
Figura 2) neste tecido.
Na concentração mais alta do herbicida, observamos também a ocorrência de estresse oxidativo
no fígado e nas brânquias, sendo que, neste último, as enzimas antioxidantes não alteraram sua
atividade. Tais resultados nos permitem sugerir que, concentrações mais altas deste herbicida, e/ou
maior tempo de exposição, possam comprometer de maneira severa a integridade da estrutura branquial,
visto que os pesticidas possuem a habilidade de romper a estrutura deste, impedindo seu perfeito
funcionamento como órgão respiratório, levando menos oxigênio aos outros tecidos (incluso o hepático)
(Sancho et al., 1998). Ballesteros et al. (2009) também encontraram comportamento similar entre estes
órgãos, ao analisar peixes da espécie J. multidentata, expostos ao endosulfan.
Zocche et al. (2014) relatam um aumento da atividade da SOD e da CAT em resposta a
poluentes ambientais, destacando que este sistema enzimático atua como uma primeira linha de defesa
114
contra o estresse oxidativo. Contudo, neste estudo, no tecido muscular a SOD apresentou-se aumentada
em ambas às concentrações de exposição, já a CAT não apresentou um aumento significativo em
nenhuma das concentrações utilizadas, apesar de observarmos uma tendência clara de elevação. Como
apontado por Stanic et al. (2006) o fluxo de radical superóxido pode levar a uma diminuição da
atividade da CAT. Assim, a ausência de um aumento significativo desta, e o aumento da atividade da
SOD, pode estar relacionada a um incremento na formação de radical superóxido.
Quanto ao dano oxidativo no tecido muscular, verificamos um aumento apenas na concentração
mais baixa do agroquímico, pois na concentração mais elevada o mecanismo de defesa antioxidante,
principalmente pela mobilização da SOD, foi capaz de impedir um aumento do nível de LPO. Padrão
semelhante de comportamento ocorreu no fígado dos animais expostos, onde observamos um aumento
da SOD e da CAT na concentração mais alta. Estas respostas evidenciam alteração no padrão metabólico
dos animais, como uma ativação do mecanismo antioxidante, na tentativa de conter os danos
provocados às membranas biológicas pelas EROs (LPO), apesar de constatarmos um incremento do
TBARS na concentração mais alta do herbicida.
Nossos resultados concordam com o concluído por Toni et al. (2013), que o sistema de defesa
antioxidante dos peixes pode se mostrar alterado, devido a tentativa de adaptação ao estresse oxidativo
causado pela exposição ao herbicida.
Figura 2. Resultados do estresse oxidativo dos alevinões expostos ao Facet ®.
O símbolo (*) identifica as diferenças significativas em relação ao grupo controle, com valor de p<0,05.
Assim, concluímos que o herbicida Facet, mesmo em concentrações baixas e permitidas pelos
órgãos de fiscalização, é prejudicial a organismos não-alvo que venham a interagir com o tóxico, mesmo
que acidentalmente, levando a alterações tanto em termos metabólicos como no balanço oxidativo
destes animais.
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117
UTILIZAÇÃO DA TÉCNICA DA DIFRAÇÃO DE RAIO-X VISANDO À
MINIMIZAÇÃO DE CUSTOS DE ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS PARA
RECUPERAÇÃO AMBIENTAL EM FECHAMENTO DE MINA DE
CARVÃO
Vinícius Stival*
Centro Universitário La Salle – Unilasalle, Canoas, Rs
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
No Brasil, o desenvolvimento de estudos geológicos de carvão permitiu a descoberta de novas
jazidas e a ampliação das reservas, gerando o crescimento da exploração deste mineral, o qual trouxe
consigo a contaminação de grandes áreas, com destaque para os minerais de origem sulfetada que, em
sua grande maioria, contém elementos tóxicos como o mercúrio, arsênio, selênio, entre outros. Porém
até hoje os esforços realizados são incapazes de restaurar esse tipo de degradação (Silva et al., 2009a;
Silva et al., 2009b), tratando-se de um dos maiores desafios para recuperação ambiental, por gerarem
Drenagem Ácida de Mina (DAM).
É comum que processos erosivos na superfície de solos construídos exponham resíduos de carvão
contendo pirita (FeS2), os quais, em contato com o oxigênio e a água, oxidam-se, formando ácido
sulfúrico (Fanning; Fanning, 1989), gerando implicações ambientais, tornando a sua mitigação onerosa.
Por isso, vem-se necessitando ao longo do tempo de uma grande quantidade de produção científica e
tecnológica orientada a avaliar os impactos desencadeados pela mineração de carvão, almejando apontar
soluções para minimizar as problemáticas ambientais existentes e acelerar os processos de reabilitação
das áreas afetadas (Oliveira, 2012), concomitantemente visando reduzir os seus custos.
Uma vez que este problema pode persistir por séculos depois do abandono da mina, é necessário
aplicar métodos multidisciplinares para determinar o potencial risco em uma área determinada. Nesse
contexto, o presente estudo tem como objetivo utilizar a técnica da Difração de Raio-X para minimizar
os custos de análises físico-químicas em áreas de recuperação ambiental em fechamento de mina de
carvão.
METODOLOGIA
Santa Catarina, com 3,4 bilhões de toneladas (Carriso; Possa, 1995), possui a maior utilização e
produção carbonífera através de usinas termelétricas, localizadas especificamente na região Sul
Catarinense, onde está situada a camada mais abundante de carvão mineral e sendo o local escolhido
como ponto de amostragem para a pesquisa deste trabalho, devido também à enorme quantidade de
impactos ambientais registrados. Foram coletados e avaliados 4 (quatro) amostras de sedimento de
118
drenagens ácidas que entram em contato com os rios da Bacia do Rio Tubarão. Tais amostras foram
coletadas de 4 (quatro) localidades distintas, a fim de estudar a variação química e mineralógica, com
particular ênfase na identificação de quaisquer potenciais problemas ambientais associados com o
abandono e fechamento incorreto das mineradoras.
A pesquisa iniciou em 2013/1, através de levantamento a campo para coleta do material e para
conhecimento da área escolhida como ponto de amostragem. No laboratório, todas as amostras foram
quarteadas e individualmente homogeneizadas conforme normativas previamente descritas de acordo
com ASTM Norm D2797 (1991), visando à redução do tamanho das partículas, separação das amostras
com distintos fins mineralógicos, químicos, geológicos (Kalkreuth et al., 2006; Kalkreuth et al., 2010) e
reservas para experimentos adicionais. A fim de não haver mudanças mineralógicas, ao obter as
amostras representativas, estas foram secas em estufas a temperatura constante de 40ºC, por 24 horas,
evitando assim a volatilização dos elementos como mercúrio, selênio, bromo entre outros altamente
voláteis e presentes nas estruturas orgânicas das amostras em estudo. Subsequentemente, as amostras
foram trituradas, homogeneizadas e quarteadas novamente.
Após a preparação, as amostras foram enviadas à Universidade de Santiago de Compostela
(USC), especificamente na Unidade de Raios X do Campus Sul, para a realização das análises por
Difração de Raio-X. Além disso, foram consultadas três Universidades Federais do Sul do Brasil
(UFRGS, UFSC e UFPR) para avaliação dos custos utilizando a técnica de Fluorescência de Raios-X,
análise com química analítica. Em paralelo, com as mesmas universidades, também foram solicitados
orçamentos para Difração de Raio-X. Através deste levantamento de dados, foi possível realizar uma
comparação entre os custos da mineralogia com a composição química, conforme detalhamento nos
resultados e discussões.
RESULTADOS E DISCUSSÕES
Quanto à interpretação do difratograma e quantificação dos minerais presentes em cada amostra,
foi realizada uma tabela de resultados para cada análise. Através dos minerais encontrados nas análises
realizadas por Difração de Raio-X, pode-se estudar a lixiviação de cada mineral presente nas amostras, a
fim de entender a provável geoquímica dos mesmos.
Assim, as análises de DRX associadas ao estudo da geoquímica dos minerais presentes nas
amostras viabilizam para medidas mitigatórias mais eficazes, podendo, assim, diminuir os custos com as
análises durante a recuperação ambiental de uma região impactada pela exploração de carvão. A Figura
1 ilustra em gráficos a proporção em porcentagem dos minerais presentes em cada amostra.
119
1
Quartzo (51%)
2
Alunita (26%)
Magnesioferrita (60%)
Clinopiroxênio (11%)
Halita (35%)
Anortira (07%)
Montmorillonita (05%)
Goethita (03%)
Montmorillonita (03%)
3
4
Melanterita (62%)
Halotriquita (44%)
Halotriquita (29%)
Melanterita (39%)
Gipsita (11%)
Hematita (05%)
Hematita (04%)
Gipsita (04%)
Halita (02%)
Halita (01%)
Figura 1 – Gráficos com a proporção dos minerais presentes em cada amostra.Fonte: Autoria própria, 2014.
Quanto às tarifas das análises, foram realizados orçamentos para análises por Fluorescência de
Raios-X e também por Difração de Raio-X para as mesmas amostras, a fim de se obter a técnica mais
econômica. Logo, chegou-se à Tabela 1 como efeito comparativo.
Tabela 1 – Comparativo de custos das análises por FRX e DRX.
UFRGS
UFSC
UFPR
USC
FRX
R$ 280,00
a) R$ 200,00
a) R$ 200,00
R$ 437,50
DRX
R$ 280,00
a) R$ 200,00
a) R$ 120,00
b) R$ 66,67
b) R$ 70,00
R$ 87,50
Fonte: Autoria própria, 2014.
Portanto, a técnica por DRX, além de ter se mostrado altamente eficaz no seu resultado
geoquímico, por apresentar a mineralogia presente nas amostras e, consequentemente, a composição
química das mesmas, ainda se comprova como uma análise mais econômica diante de métodos de
composição química que possui apenas caráter elementar, como a Fluorescência de Raios-X, usado
como estudo comparativo neste caso. Assim, a utilização da Difração de Raios-X, com vistas para uma
mitigação da contaminação sobre a amostra estudada, constata-se como uma forma muito viável de
segurança e eficiência na aplicação de remediações.
120
CONCLUSÃO
As minas de carvão abandonadas apresentam inúmeros impactos ambientais que podem ser
contínuos por longos anos. A técnica da Difração de Raio-X comprovou ser eficiente tanto na avaliação
da situação atual da área impactada, quanto na viabilização de melhores escolhas para efeitos
mitigatórios. No momento que se conhece a mineralogia do contaminante, sabe-se a sua lixiviação e a
geoquímica de todo o processo de reações envolvidas, a fim de mensurar a magnitude do impacto e
remediá-lo da melhor maneira possível, não necessitando de análises químicas para tal fim.
Empresas mineradoras de carvão desdenham ou até mesmo desconhecem os métodos e análises
mais adequados na hora do fechamento de minas e a despesa econômica acaba sendo fator limitante para
as ações corretivas. Contudo, a técnica da DRX também comprovou ser, por unanimidade, a mais
econômica entre as 4 (quatro) universidades consultadas, sendo que 3 (três) são instituições federais
pertencentes à mesma região do país. Ainda, a universidade do exterior consultada apresentou uma
disparidade altamente significativa entre a análise química (FRX) e a mineralógica (DRX).
Visando a recuperação ambiental eficaz e não apenas visível, os resultados credenciam, assim, a
utilização da técnica da Difração de Raio-X como uma ferramenta de minimização de custos com
programas ambientais em áreas degradadas pela mineração de carvão.
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122
EFEITO DA UTILIZAÇÃO DE COMPOSTO ORGÂNICO, NA CULTURA
DE ALFACE EM MOÇAMBIQUE, EM SOLOS DEGRADADOS PELA
ADUBAÇÃO INORGÂNICA
Fortunato Lucas Quembo Raposo*, Carlos Hoffmann Sampaio
Programa de Pós- Graduação em Engenharia de Minas, Metalurgia e Materiais/Universidade Federal
Rio Grande do Sul, Porto Alegre, Brasil
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
O uso inadequado dos adubos inorgânicos tem causado diversos problemas ambientais de várias
ordens que afetam o solo, o ar e a água para além dos seres vivos. Em Moçambique esse fenômeno tem
se verificado com mais frequência nas zonas rurais, onde não há assistência de técnicos agrários, aliado
ao fato de que a maioria dos camponeses não possui conhecimento da aplicação correta destes adubos. O
uso excessivo destes afetou substancialmente o solo do Vale de Mandruze, alterando a sua composição
química, física e biológica, tornando-o menos produtivo ou praticamente improdutivo. Os adubos
inorgânicos além de possuírem macronutrientes e micronutrientes imprescindíveis ao crescimento e
desenvolvimento das plantas, também possuem outros componentes nocivos aos ecossistemas. Como
exemplo, podemos citar os metais pesados, os quais são elementos que têm um peso especifico maior
que 5g/cm3 ou possuem maior no atômico do que 20. Comumente a toxidez está associada a metais
pesados, Malavolta e Moraes (2006). Os metais pesados [...] persistem no ambiente e podem se
acumular em níveis que interrompem o crescimento das plantas e interferem na vida animal, conforme o
Dicionário de Ecologia e Ciências Ambientais (1998).
Os adubos inorgânicos usados em Moçambique são semelhantes aos usados no Brasil, pois
segundo Malavolta e Moraes (2006) os adubos e corretivos usados no Brasil apresentam teores variáveis
de metais pesados tóxicos como: Cádmio (Cd), Cromo (Cr) e Chumbo (Pb). Malavolta (1994), sustenta
ainda que os fertilizantes podem ser considerados contaminantes, por causa de desvios na composição
normal do meio ambiente, quantidades variáveis de elementos traços, muitos deles reconhecidos como
metais pesados e como micronutrientes para as plantas e animais. Os adubos inorgânicos contribuem
substancialmente para a deposição de metais pesados, eliminação ou redução de microorganismos que
decompõem a matéria orgânica e fixam o nitrogênio no solo, além de contribuir para a redução da
matéria orgânica.
Mccarty e Meisinger (1997) consideram que aplicações excessivas de adubos inorgânicos podem
provocar efeitos negativos na qualidade do solo, por afetar a atividade microbiana e promover a rápida
mineralização da matéria orgânica original do solo, principalmente nos casos em que os restos de cultura
são retirados das áreas de plantio. O uso de composto orgânico tem como finalidade de eliminar ou
123
reduzir o uso de adubo inorgânico garantindo assim a conservação e preservação do meio ambiente e
promover o uso dos recursos naturais de forma sustentável sem comprometer as gerações futuras.
METODOLOGIA
O estudo foi realizado no Distrito de Dondo no Vale de Mandruze nos campos agrícolas da
Associação Tambararanhe. O composto orgânico foi produzido numa proporção 1:1 de restos vegetais e
estercos de gado bovino, em camada intercaladas, com espessura de 30 cm e estercos com espessura de
15 cm, respectivamente. O método usado de aplicação do composto foi uma adubação localizada.
Segundo Menete e Chongo (1999), o composto é distribuído apenas no local específico do terreno, como
na linha ou covacho8 onde as plantas foram plantadas. Menete e Chongo (1999), consideram que a
escolha do método a utilizar para a aplicação de fertilizantes depende do tipo de cultura, estado do
terreno e das práticas culturais a serem adoptadas. A alface por ser uma cultura que se desenvolve e
cresce melhor em solos ricos em matéria orgânica, razão pelo qual da escolha do método de adubação. O
composto foi colocado em cada covacho no local definitivo de plantio a uma distância de 30 cm entre
plantas em quantidade de aproximadamente 300 gramas.
A aplicação localizada do composto é benéfica, visto que os nutrientes acumulam-se
especificamente nas zonas em que as raizes e a planta consegue absorver de forma eficiente. A
amostragem foi probabilística, realizada de forma aleatória, onde do universo de 100 plantas usou-se 50
plantas e 25 plantas para cada tratamento (com e sem composto). Foram estudadas as seguintes
variáveis: número de folha, comprimento da folha (cm), massa fresco e seco por planta (g/p), área foliar
(cm2), rendimento agrícola por área (g/m2) e observação das características do desenvolvimento de
plantas de alface com composto orgânico e sem composto. O rendimento agrícola por área (g/m 2) de
cada tratamento foi determinado pela pesagem das 25 plantas por cada tratamento. Para a determinação
da massa usou-se uma balança eletrônica de marca: ACCULAB Sartorius group. O estudo do
comprimento, área da foliar e número de folhas da alface feito semanalmente (1ª, 4ª e 7ª semana), até
atingir o seu ciclo vegetativo, baseando-se no método não destrutivo.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados obtidos indicam que o composto orgânico aumentou a fertilidade do solo em
relação à cultura da alface e reduziu o efeito da toxidade do solo. Esses resultados são sustentados por
Kihel (1985), o qual reporta que, apesar do húmus ser prescindível na alimentação vegetal, sua presença
no solo exerce três funções distintas: fornecedor de nutrientes, corretivo de toxidez e condicionador do
solo. Ao longo da experiência observou-se que as alfaces cultivadas com composto orgânico, tinham
folhas muito desenvolvidas e verde-escuras. O que indica que a concentração de nitrogênio (N),
principal elemento nutritivo foliar para esta cultura, estava em quantidades adequadas. Conforme Viena
8
Pequena cova feita de modo a acomodar o composto orgânico para o plantio da alface.
124
e Silva (1964) defendem que os efeitos notáveis do azoto nas plantas, se traduzem pela coloração verde
carregada. Medeiros et al.(2008), ao estudar a qualidade de mudas de alface em função de substratos
com e sem bio - fertilizantes. Nesse estudo os autores observaram que o composto orgânico
proporcionou maior número de folhas, comprimento da raiz superando os demais substratos. No que
concerne a massa fresco e seco da alface (g/p), os canteiros com composto apresentaram maior massa
em relação aos sem composto. Esses resultados indicam que o fósforo (P), provavelmente estava em
quantidades ótimas. A presença do fósforo condiciona também a assimilação do azoto e permite muitas
vezes corrigir os inconvenientes que resultam duma aplicação do outro elemento, por Silva e Vianna
(1964).
O composto demonstrou melhorarias nas condições químicas, físicas e biológicas do solo,
disponibilizando nutrientes à absorção do sistema radicular das plantas com mais eficiência do que o
sem composto e estimulou também a presença do potássio (K), segundo Silva e Vianna (1964) este
elemento completa vantajosamente os efeitos do azoto e do fósforo, sendo o elemento de qualidade e
rendimento que favorece a produção da celulose e carboidratos. Os resultados mostram ainda que o
composto produzido corrigiu o efeito tóxico dos adubos inorgânicos no solo degradado, aumentou a
capacidade de troca catiônica (CTC), aeração, retenção e a drenagem do solo, além de fornecer os macro
e micro nutrientes às plantas. Conforme sustenta Biondi et al. (1994) apud Santos et al.(2001), o grande
interesse pelas substâncias húmicas se deve aos benefícios a elas associados. Os compostos húmicos
aumentam a capacidade de troca de cátions, estimulam a atividade microbiana e aumentam a capacidade
do solo complexar e solubilizar íons. Na visão de Miyazawa; et al. (1993) apud Santos; et al. (2001), os
compostos orgânicos atuam na redução da toxidade de alguns metais no solo, como alumínio, pela
formação de complexos organometálicos.
CONCLUSÕES
O composto orgânico produzido contribuiu no melhoramento das características químicas, físicas
e biológicas do solo do Vale de Mandruze, aumentando a produção da alface em 2,4 vezes mais em solo
com composto, quando comparada com o solo sem composto.
A alface (Lactuca sativa L.), que foi plantada em solo com composto orgânico apresentou maior:
comprimento da folha (cm), número de folha, área foliar (cm²), peso fresco e seco (g/p) e rendimento
agrícola por área (g/m²) enquanto em solo sem composto apresentou baixos índices.
Os resultados indicam que o composto orgânico melhorou as propriedades nutricionais e
corretivas para a recuperação de solos degradados pelo uso excessivo de adubos inorgânicos e pode ser
usado também para o enriquecimento de solos que perderam as suas propriedades nutritivas.
125
REFERÊNCIAS
Dicionário de Ecologia e Ciências Ambientais. Henry W. Art. Editor-Geral; Prefácio de F. Herbert
Borlmann; tradução Mary Amazonas Leite de Barros.Titulo Original The Dicionary of Ecology and
Environmental Science. São Paulo: Companhia Melhoramentos, 1998.
Medeiros, D.C; et al; Produção de mudas de alface com bio fertilizantes e substratos.Disponível em <
http://www.scielo.br/pdf/hb/v25n3/a21v25n3>. Acessoem: 25 Julho de 2013.
Mc Carty, G. W.; Meisinger, J. J. Effects of N fertilizer treatment on Biologically active N pools in soil
under plow and no tillage. SoilandFertilityofSoils,New York, 1997.
Kiehl, E. J.,Fertilizantes Orgânicos, Editora Agronómica Ceres LTda,São Paulo, 1985.
Menete, M.Z.L; Chongo, D.A, Fertilizantes do solo, EditoraAJAP, Maputo, 1999.
Santos, R.H S; et al;Efeito residual da adubação com composto orgânico Sobre o crescimento e
produção de Alface. Disponível em:<http://www.scielo.br/pdf/pab/v36n11/6813.pdf>. Acesso em: 25
de Julho de 2013.
Malavolta, E. Fertilizantes e seu impacto Ambiental: Metais pesados mitos mistificação e fatos. São
Paulo: Produquímica,1994.
Malavolta, E; Mores, M.F, Sobre a sugestão de Metais pesados tóxicos em Fertilizantes e sobre a
portaria de 25/04/2005 da Secretária de Defesa Agropecuária do Ministério da Agricultura pecuária:
Informações Agronômicas, PIRACABA,2006 ( No Prelo).
Viana, M. e Silva, Adubos e adubações, Editora Estúdios cor, Lisboa, 1964.
126
OS IMPACTOS AMBIENTAIS CAUSADOS POR AGROTÓXICOS: A
NECESSIDADE DE SE CONHECER A ECOTOXICIDADE DESSES
POLUENTES
Daniel das Chagas de Azevedo Ribeiro*, Camila Greff Passos, Carla Sirtori
Instituto de Química, Programa de Pós-Graduação em Química, Universidade Federal do Rio Grande
do Sul. Av. Bento Gonçalves, 9500, CP 15003. Porto Alegre, RS
*
[email protected]
A IMPORTÂNCIA DA TEMÁTICA AMBIENTAL E OS AGROTÓXICOS
Percebemos claramente em nossa sociedade que, nas últimas décadas, os avanços na agricultura
têm sido de fundamental importância para garantir a produção de alimentos com qualidade e em
quantidade compatíveis com as crescentes demandas da população. Dentro desse contexto, destaque
pode ser dado ao uso de agrotóxicos. Em função da sua natureza química, essas substâncias apresentam
um elevado potencial poluente. Embora existam programas governamentais de âmbito federal e
regional, observamos que a utilização pouco criteriosa dos agrotóxicos ainda é uma prática comum. Em
razão desse fato, processos de contaminação envolvendo solos e águas costumam ser bastante
frequentes, favorecendo o aparecimento de regiões contaminadas de difícil remediação (Tauchert,
2006).
A utilização dos agrotóxicos, além de contaminar o solo e a água, arrisca a vida de trabalhadores
rurais (não são raros os casos de intoxicação por agrotóxicos) e compromete a qualidade dos alimentos.
Apesar da legislação restritiva ao uso de produtos organoclorados, o consumo de agrotóxicos triplicou
nos últimos 15 anos e continua crescendo, motivo de grande apreensão (SINDAG, 1998). De acordo
com levantamento da Associação Nacional de Defesa Vegetal (ANDEF, 2011), o Brasil, em 2008, foi o
maior mercado consumidor de agrotóxicos do mundo com um faturamento na ordem de U$ 7,1 bilhões.
Os pesticidas atingem o solo através da aplicação direta sobre sua superfície; indiretamente,
quando aplicados sobre as plantas, ou por contaminação aérea. No solo, os processos de adsorção,
lixiviação, volatilização e degradação biótica e abiótica, assim como a translocação na planta,
determinam o grau de biodisponibilidade, a forma e a intensidade dos efeitos nocivos da poluição
(Schroll et al., 1992).
Para Silva et al. (2004), com esse crescimento de área cultivada e da utilização de agrotóxicos,
aumentou-se a apreensão com o destino destes no meio ambiente. Os recursos hídricos, tanto
superficiais quanto subterrâneos, estão expostos aos agrotóxicos aplicados em áreas agrícolas e não
agrícolas. Em razão disso, houve um aumento considerável de estudos relacionados com o
desenvolvimento de metodologias analíticas que permitem a identificação e quantificação dessas
espécies no meio ambiente. Porém, a complexidade das matrizes ambientais e a necessidade de
127
monitorar de forma ininterrupta um número cada vez maior de agrotóxicos, demandam esforços
crescentes por parte dos profissionais da Química Analítica para a ampliação das metodologias
existentes. Nesse sentido, a exigência de métodos seletivos, robustos e sensíveis que apresentem limites
inferiores de detecção cada vez menores é uma constante (Öllers et al., 2001; Petrovic et al., 2010).
Acreditamos que as informações relacionadas aos impactos ambientais causados pelos
agrotóxicos ao meio ambiente, através da Educação Ambiental (EA), podem ser transformadas em
conhecimento para a população. Dessa maneira, podemos contribuir de forma decisiva na formação de
cidadãos críticos e capazes de atuar em favor da melhoria dos níveis de qualidade de vida.
Corroborando com essa concepção a Lei Federal nº 9.795, criada em 1999, normatiza que a
Educação ambiental (EA) seja um processo fundamentado nos princípios do respeito a coletividade, a
sustentabilidade e a preservação do ambiente e que deve estar presente, permanentemente, em todos os
níveis de ensino de forma articulada ao processo educativo formal e não-formal dos estudantes.
Enquanto ação educativa, a EA tem sido importante intermediária entre o campo educacional e a
temática ambiental, dialogando com os novos problemas gerados pela crise ecológica e produzindo
reflexões, concepções, métodos e experiências que visam construir novas bases de conhecimento e
valores ecológicos para esta e para as futuras gerações.
Neste âmbito, este trabalho que compõem uma das etapas de uma pesquisa, em nível de mestrado,
visa analisar o aporte teórico sobre os temas Agrotóxicos e Ecotoxicidade, a fim de identificar os
subsídios teóricos sobre os danos causados pelos agrotóxicos ao meio ambiente, associado
principalmente à ecotoxicidade desses microcontaminantes.
PERCURSO METODOLÓGICO
Esta revisão bibliográfica foi realizada com a identificação de artigos no sítio 9 do SciELO –
Scientific Electronic Library Online, considerando que o mesmo permite o acesso a uma vasta e
qualificada coleção dos principais periódicos científicos brasileiros.
As categorias 1 e 3 (vistas no Quadro 1), são as categorias norteadoras para alcançarmos os
objetivos do presente trabalho. Após uma leitura dos artigos dessas duas categorias (análise do título,
resumo e palavras-chaves)10, conseguimos verificar os artigos relacionados a agrotóxicos que se pautam
com meio ambiente (categoria 2) e os artigos associados à ecotoxicidade que se relacionam com
agrotóxicos (categoria 4).
9 Revisão bibliográfica em todo banco de dados: http://www.scielo.org. Acesso em 08 out. 2014.
10 Considerando que a quantidade de artigos selecionados e categorizados foi bastante significativa (130 no total).
128
Quadro 1: Categorização das Temáticas
Categoria
Associação de temas presentes nos artigos
1
Agrotóxicos
2
Agrotóxicos + Meio Ambiente
3
Ecotoxicidade
4
Ecotoxicidade + Agrotóxicos
Fonte: Elaborado pelos autores com base nos dados obtidos.
O Quadro 1 apresenta categorias simples e duplas, de acordo com o número de termos associados.
Uma visão geral das revistas, do número de artigos encontrados e das categorias relacionadas pode ser
obtido pela leitura do Quadro 2.
Quadro 2: Quantidade de Artigos Revisados por Revista e Categoria
Categorias de Análise dos artigos
1
2
3
4
Total
de
artigos por
Revistas
Revista
Ciências e Saúde Coletiva
23
15
1
-
39
Ciência Rural
27
6
2
-
35
Química Nova
10
8
-
-
18
Revista Brasileira de Saúde Ocupacional
9
6
-
-
15
Revista Brasileira de Ciências do Solo
3
3
2
-
8
Química Nova na Escola
4
3
-
-
7
Investigação em Ensino de Ciências
4
-
-
-
4
Revista Ambiente e Água
-
1
1
-
2
Ciências & Educação
-
1
-
-
1
Sociedade & Natureza
-
1
-
-
1
Total de artigos por Categoria de Análise
80
44
6
-
--------
Número total de artigos revisados
130
Os periódicos selecionados foram os que possuem o maior número de artigos das categorias do
Quadro 1, sendo que as seguintes revistas foram analisadas e colocadas em nossa listagem: Ciências e
Saúde Coletiva (Associação Brasileira de Saúde Coletiva/Abrasco); Ciência Rural (Centro de Ciências
Rurais/UFSM); Química Nova (Sociedade Brasileira de Química); Revista Brasileira de Saúde
Ocupacional (FUNDACENTRO - Fundação Jorge Duprat Figueiredo de Segurança e Medicina do
Trabalho); Revista brasileira de Ciências do Solo (Departamento de Solos/UFV); Química Nova na
Escola (Sociedade Brasileira de Química); Investigação em Ensino de Ciências (Instituto de
Física/UFRGS); Revista Ambiente e Água (PPG em Ciências Ambientais/UNITAU); Ciências &
Educação (Faculdade de Ciências/UNESP); Sociedade e Natureza (PPG em Geografia/UFU).
129
A DIFERENÇA ENTRE TOXICIDADE E ECOTOXICIDADE
A variedade de periódicos e a análise dos artigos indicou a importância da temática ambiental
relacionada com agrotóxicos e, ao mesmo tempo, à falta de subsídios teóricos e práticos disponíveis para
conhecermos a ecotoxicidade desses microcontaminantes.
Neste contexto, apresetamos alguns dos conceitos identificados na investigação sobre os termos
toxicidade e ecotoxicidade. Arezon, Neto e Gerber (2011) definem toxicidade como a capacidade de
determinada substância, produto ou conjunto de substâncias acarretar consequências prejudiciais aos
organismos com os quais entra em contato. De acordo com os autores, essas consequências podem
provocar modificações do comportamento, alteração de crescimento ou reprodução e, inclusive, a morte
dos organismos.
A toxicidade pode referir-se à nocividade relacionada a um organismo vivo ou a uma parte
específica desse organismo. No caso do corpo humano, ao fígado, por exemplo. Além disso, a
toxicidade pode estar relacionada a um ecossistema ou à própria biosfera.
Para os toxicologistas, a toxicidade assinala o quanto uma substância é prejudicial quando penetra
no organismo, seja por ingestão, inalação, ou absorção cutânea. Para esses estudiosos, todas as
substâncias podem ser tóxicas conforme a dosagem utilizada, por isso eles alertam que há uma escala
contínua de toxicidade relativa com três níveis fundamentais: substâncias que não são tóxicas e que
podem ser ingeridas, sem efeitos substancialmente nocivos; substâncias que são levemente tóxicas e que
podem ser ingeridas numa dosagem pelo menos três vezes a mais do que comumente são consumidas;
substâncias tóxicas que têm um potencial significativamente nocivo ou letal, se ingeridas em
quantidades pequenas de até três vezes a dosagem usual.
De acordo com o trabalho sobre Resolução sobre Ecotoxicidade no Paraná (2014), Ecotoxicidade
é um ramo da ecologia que avalia os efeitos e influência de substâncias (líquidas ou sólidas) a serem
lançadas ao corpo receptor sobre organismos que pertencem aos níveis tróficos primários (alga),
secundários (bactérias e ou micro crustáceo) e terciários (peixes), simbolizando o impacto destas em um
ecossistema como num todo.
Em Santi (2013), encontra-se a definição de Ecotoxicidade como a “equação das condições
ambientais versus a atividade biológica, medidas pelos níveis requeridos no processo para proteger a
vida aquática” (p. 20). O mesmo artigo traz outro conceito para o termo: ”trata-se dos níveis necessários
nas etapas de reprodução, crescimento e sobrevivência e dos níveis requeridos para manter a população,
o organismo e suas funções vitais” (p. 20).
Assim sendo, há a necessidade de se avaliar o que pode interferir nesse processo, ou seja, gerar
toxicidade para o efluente nesse meio. Substâncias como os metais pesados, compostos orgânicos
voláteis, sólidos totais dissolvidos, orgânicos apolares levam toxicidade aos efluentes líquidos – tanto os
gerados nos processos quanto os tratados.
O que se pode perceber em relação à toxicidade e à ecotoxicidade é que a primeira relaciona-se
tanto ao meio ambiente, aos ecossistemas, como às consequências aos seres humanos. Já a segunda, é
130
um campo que relaciona conhecimentos imprescindíveis para o monitoramento e controle da poluição,
abarcando estudo qualitativo e quantitativo dos efeitos tóxicos de substâncias químicas e outras
substâncias antropogênicas nos organismos e ecossistemas aquáticos e terrestres.
ALGUMAS CONSIDERAÇÕES
De acordo com Waichman (2012), necessitamos de um grande volume de recursos financeiros,
laboratórios estruturados e equipes científicas qualificadas para se obter as informações sobre a
ecotoxicidade dos agrotóxicos. Isso talvez explique por que existe uma escassez ou até mesmo ausência
de dados ecotoxicológicos e toxicológicos gerados sob condições locais e reais de uso dessas
substâncias.
Segundo Spadotto et al. (2004), as consequências ambientais de um agrotóxico estão relacionadas
intrinsecamente a sua ecotoxicidade a organismos terrestres e aquáticos e, em um significado mais
amplo, também a sua toxicidade ao homem. O mesmo autor afirma que esses efeitos “dependem
diretamente das concentrações atingidas nos diferentes compartimentos ambientais (solo, água, planta e
atmosfera) que, por sua vez, dependem do modo e das condições de aplicação, da quantidade ou dose
usada e do comportamento e destino do agrotóxico no meio ambiente” (p.12).
Frente a estes apontamentos, inferimos que os resultados das pesquisas realizadas pela área
ambiental e de saúde são fundamentais para subsidiar os processos de reavaliação dos agrotóxicos de
forma a poder retirar do mercado produtos que representem riscos à saúde humana e ambiental. Desta
forma, precisamos de uma participação ativa dos governos responsáveis e políticas públicas eficazes e
permanentes ao combate da má utilização dessas substâncias tóxicas e nocivas ao ambiente.
Acreditamos que através da divulgação, da pesquisa e da informação poderemos compreender o quanto
os agrotóxicos podem prejudicar o meio ambiente, mas todas essas informações só serão validas quando
transformadas em conhecimento para a população e, consequentemente, a conscientização dessa
problemática ambiental. Neste sentido, comprendemos que a Educação Ambiental possa favorecer os
propósitos dessa discussão.
REFERÊNCIAS
ANDEF. Associação Nacional de Defesa Vegetal. Disponível em: <http://www.andef.com.br>. Acesso
em: Maio 2014.
Arezon, A.; Neto, T. J. P.; Gerber, W. Manual sobre toxicidade em efluentes industriais. Porto Alegre:
CEP SENAI de Artes Gráficas Henrique d’Ávila Bertaso, 2011.
BRASIL. Lei n. 9795, de 27 de abril de 1999. Dispõe sobre a educação ambiental. Institui a Política
Nacional de Educação Ambiental e da outras providências. D.O.U. de 28.4.1999.
Öllers, S., Singer, H.P., Fässler, P., Müller, S.R. Simultaneous quantification of neutral and acidic
pharmaceuticals and pesticides at the low-ng/l level in surface and waste water. Journal of
Chromatography A, 911, 225, 2001.
131
Petrovic, M. et al. Recent trends in the liquid chromatography–mass spectrometry analysis of organic
contaminants in environmental samples. Journal of Chromatography A, 1217, 4004, 2010.
RESOLUÇÃO
SOBRE
ECOTOXICIDADE
NO
PARÁNA.
Disponível
em
<
http://umweltambiental.com.br/umwelt-participa-da-elaboracao-de-resolucao-que-determina-criteriose-padroes-de-ecotoxicidade-no-parana/>. Acesso em: Out. 2014.
Santi, T. Série Seminário Meio Ambiente. Revista O Papel. capítulo 3, p. 20-22, 2014.
Schroll, R.; Langenbach, T.; Cao, G.; Dörfler, U.; Schneider, P. & Scheunert, I. Fate of (14C)terbutylazine in soil-plant systems. Sci. Total Environ., 123/124:377-389, 1992.
Silva, D. R. O. et al . Ocorrência de agrotóxicos em águas subterrâneas de áreas adjacentes a lavouras de
arroz irrigado. Química Nova, São Paulo , v. 34, n. 5, 2011.
SINDAG. Estatisticas de consumo de defensivos agrícolas no Brasil. São Paulo, 1998.
Spadotto, C. A.; Gomes, M. A. F.; Luchini, L. C.; Andréa, M. Monitoramento do risco ambiental de
agrotóxicos: princípios e recomendações. Jaguariúna: Embrapa Meio Ambiente, 2004.
Tauchert, E. Degradação de espécies organocloradas por Processos Avançados envolvendo ferro
metálico. Dissertação. Mestrado. Universidade Federal do Paraná. Parána. 2006.
Waichman, A. V. A problemática do uso de agrotóxicos no Brasil: a necessidade de construção de uma
visão compartilhada por todos os atores sociais.Rev. bras. saúde ocup., São Paulo , v. 37, n. 125, jun.
2012.
132
USO SEGURO DO LODO GERADO EM ETES PARA USO AGRÍCOLA E
RECUPERAÇÃO DE SOLOS DEGRADADOS E O ATENDIMENTO ÀS
LEGISLAÇÕES
João Adriano Cruz de Lima*
Centro Universitário La Salle- Unilasalle-Engenharia Ambiental -Bacharelado
* [email protected]
INTRODUÇÃO
A crescente urbanização das cidades, sem um prévio planejamento de obras de saneamento,
produz quantidades enormes de esgoto doméstico, que são coletados pelas redes públicas de esgoto,
sendo que quando esses sistemas de coleta são unitários também recebem despejos industriais não
tratados,e outros resíduos sólidos que são arrastados pelas águas das chuvas. Existe grande preocupação
em relação ao grau de tratamento e ao destino final dos esgotos , as suas conseqüências sobre o meio
ambiente e à qualidade das águas, sendo que em razão da LEI Nº 6.938, DE 31 DE AGOSTO DE 1981que em seu Art 1º com fundamento nos incisos VI e VII do art. 23 e no art. 235 da Constituição,
estabelece a Política Nacional do Meio Ambiente, seus fins e mecanismos de formulação e aplicação
para proteção e preservação; com seus objetivos, princípios e instrumentos de atuação .
Tendo em vista estes componentes, todos os estudos e projetos relativos ao tratamento e á
disposição final dos esgotos e do lodo gerados durante o processo de tratamento deverão ser precedidos
de cuidados especiais que garantam o afastamento adequado dos esgotos, e igualmente a manutenção e
melhoria dos usos e da qualidade dos corpos receptores dos efluentes tratados ,responsáveis pelo
fornecimento de água para diversos usos.
O esgoto sanitário, que compreende as águas servidas domésticas, é formado por cerca de 99,9%
de água e 0,1% de impurezas físicas, químicas e biológicas. Dentre as impurezas de natureza física estão
as partículas sólidas dissolvidas ou em suspensão no meio liquido; nas de natureza química,
enquadram-se as substâncias orgânicas (proteínas, gorduras, carboidratos, hidratos, fenóis) e
inorgânicas (nitrogênio, fósforo, enxofre, metais pesados, entre outros); nas de natureza biológicas,
situam-se as bactérias, vírus, leveduras, vermes e protozoários.
Para promoção do saneamento ambiental , preconizada pela Lei 11445/2007 – Política Nacional
de Saneamento Básico, as impurezas físicas, químicas e biológicas que estão dissolvidas e suspensas no
meio líquido,são removidas nas estações de tratamento de efluentes (ETEs) através de diferentes formas
de tratamento,onde se procura devolver o efluente ao corpo hídrico nos padrões determinados pela
Resolução Conama 357/2005-que “dispõe sobre a classificação dos corpos de água de água e diretrizes
ambientais para seu enquadramento bem como estabelece as condições e padrões de lançamentos de
efluentes”, sendo alterada pelas Resoluções Conama 410/2009 e 430/2011.
133
DESENVOLVIMENTO
A disposição final do lodo proveniente dos processos de tratamento de esgoto é um sério
problema devido ao grande volume produzido e aos riscos ao meio ambiente. A incorporação final do
lodo ao solo é uma da formas de dispor esses biossólidos,entretanto é grande a probalidade de existirem
agentes patogênicos ativos, conjuntamente com a presença de metais pesados , (cobre, zinco, cádmio,
cromo, níquel, chumbo, entre outros) e concentrações de alumínio e mercúrio no lodo de ETEs ,somados
a uma alta carga orgânica.
A necessidade de uma completa avaliação para a disposição do lodo no solo, seja no formato
desidratado ou após o tratamento de compostagem, reside nos procedimentos que definem o uso seguro
deste insumo, que deve ser constantemente monitorado devido aos diversos organismos que serão
expostos, não somente quanto ao solo em si, mas envolvendo a produção de alimentos e seu
relacionamento direto com a saúde humana e na preservação da qualidade das águas subterrâneas e de
superfície. A aplicação do lodo em solos agricultáveis deve obedecer aos critériorios estabelecidos na
legislação, que definam conforme a resolução Conama 375/2006 os “critérios e procedimentos para o
uso agrícola de lodos de esgoto gerados em estações de tratamento de esgoto sanitário e seus produtos
derivados, e dá outras providências”, a lei 12305 /2010, que institui a Política Nacional de Resíduos
Sólidos, em seu Art. 1o “dispõe sobre seus princípios, objetivos e instrumentos, bem como sobre as
diretrizes relativas à gestão integrada e ao gerenciamento de resíduos sólidos, incluídos os perigosos, às
responsabilidades dos geradores e do poder público e aos instrumentos econômicos aplicáveis”
Os cuidados para caracterizar o uso biosseguro desses lodos são complexos em relação aos
parâmetros físicos, químicos e biológicos determinados nas diversas legislações correlacionadas
considerando a NBR 10004/2004 da Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT “resíduos
sólidos são aqueles encontrados nos estados sólido e semi-sólido, oriundos de atividades de origem
industrial, doméstica, hospitalar, agrícola, de serviços e de varrição”, sendo possível qualificar a
periculosidade destes biossólidos, através da classificação em:
Resíduos Perigosos (classe I): característica apresentada por um resíduo que, em função de suas
propriedades físicas, químicas ou infecto-contagiosas, apresentem uma das características:
inflamabilidade, corrossividade, reatividade, oxicidade e Patogenicidade.
Não Perigosos Não Inertes (classe IIA): Aqueles que por suas características, não se enquadram
na classificação de resíduos classe I
Não Perigosos Inertes (classe II B): Esses resíduos podem apresentar propriedades como
solubilidade em água, biodegradabilidade e combustibilidade; são amostrados de forma representativa,
segundo NBR-10007 e NBR-10006.
Portanto para caracterização da periculosidade do lodo gerado em ETEs, é necessário considerar
que o tratamento aplicado ao lodo após sua estabilização,deva ser suficientemente eficiente para garantir
a destruição de patógenos nestes biossólidos; não sendo possível esta garantia,é utilizado o Princípio da
134
Precaução, sendo este um dos princípios do direito ambiental, consagrados na constituição federal de
1988.
A classificação em uma classe perigosa implica também no transporte terrestre de produto
perigoso estabelecidos em legislação específica, constítuida pelo Decreto Federal 96044/88 e Resolução
420/2004 ANTT.
DISCUSSÃO
O Brasil dispõe de grandes áreas para lavouras, para a produção de alimento e locais próprios para
pastagem, onde a necessidade de uso de fertizantes poderia ser diminuída com o uso dos biossólidos
tratados e biodecompostos, com os teores de nitrogênio e outros elementos importantes para fertilização,
incorporados ao solo, sem oferecer perigo aos organismos vegetais e animais. Dentre os vários
processos de disposição final, o uso agrícola permite que grandes volumes de resíduos biossólidos sejam
reciclados, liberando espaço nos aterros sanitários, aumentando a vida útil destes aterros, que tem um
custo mais elevado.
Entretanto também é preciso existir uma avaliação de como se comportarão os elementos
adicionados ao solo, de modo a não ficarem acumulados perigosamente nos organismos vegetais e
animais. Neste sentido os riscos combinados aos metais pesados já existentes, pressupõem uma pesquisa
profunda do local da incorporação do lodo, no entanto verifica-se conforme o MAPA-Ministério da
Agricultura, que regulamenta o uso de fertilizantes orgânicos, que conforme IN-SDA 25/julho de 2009
“Lodo de esgoto é matéria –prima proveniente do sistema de tratamento de esgotos sanitários,
possibilitando um produto de utilização segura na agricultura”. Classificado como fertilizante classe D,
para o qual a I.N –SDA 27 de junho de 2006, estabelece os limites dos contaminantes. Entretanto
existem diferentes tipos de solo, com estruturas variadas, sujeitas a variabilidade de fenômenos físicos e
químicos de difícil mensuração se não houver um estudo prolongado de todos os aspectos.
Somente através de laudos biológicos e técnicos, que demonstrem a inexistência de riscos nos
biossólidos destinados para utilização agrícola ou recuperação de solos, não haverá a possibilidade de
impactos negativos ao meio ambiente.
REFERÊNCIAS
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Rio de Janeiro, 2004(c). 2p.
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135
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lodode Esgoto do Paraná, Sanepar, 1997, 96 p.
COMPANHIA DE
SANEAMENTO
DO
PARANÁ.
Proposta
de
Norma
Técnica
para
ReciclagemAgrícola do Lodo de Esgoto, 32 p., 1997.
MANUAL PRÁTICO PARA A COMPOSTAGEM DE BIOSSÓLIDOS- PROSAB - programa de
Pesquisa em saneamento BásicoUELUniversidade Estadual de Londrina
MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE. Resoluções CONAMA 357/2005 e 430/201
MINISTÉRIO DA AGRICULTURA ,PECUÁRIA E ABASTECIMENTO
Van Haandel, C. A. & Lettinga, G. Tratamento anaeróbio de esgotos – um manual pararegiões de clima
quente. Campina Grande, 1994.
136
CONCENTRAÇÃO EM NÚMERO E DISTRIBUIÇÃO DE TAMANHO
DE NANOPARTÍCULAS ATMOSFÉRICAS EM PORTO ALEGRE
Luiza Bennemann Schild1,2*, Ismael Luís Schneider2, Elba Calesso Teixeira1,2
1
Fundação Estadual de Proteção Ambiental,
2
Universidade Federal do Rio Grande do Sul
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Um dos grandes problemas da qualidade do ar em áreas urbanas é a alta concentração de
partículas atmosféricas, especialmente as nanopartículas de tamanho <300 nm (Kumaret al., 2010).
Estas nanopartículas provêm, em sua maioria, de atividades antropogênicas, principalmente veículos
automotores e estão relacionadas com questões de saúde, como doenças respiratórias.
As nanopartículas são subdivididas conforme o seu tamanho em três modos: modo nucleação
(<25 nm), formadas através da conversão gás-a-partícula na atmosfera após resfriamento rápido das
emissões dos compostos gasosos de baixa volatilidade (Kumar et al., 2010); modo Aitken (25-100 nm),
geradas por crescimento ou coagulação das partículas do modo nucleação, bem como por partículas
primárias (Kulmala et al., 2004); e modo acumulação (100-1000nm), aglomerados de carbono (fuligem
e/ou cinzas) provenientes da queima de combustível e óleo lubrificante de veículos a diesel ou a gasolina
com injeção direta, bem como pelo crescimento das partículas dos modos Aitken e nucleação (Wehner et
al., 2008). Diante disso, o objetivo do trabalho foi determinar a concentração e a distribuição de tamanho
das nanopartículas em uma área urbana, bem como verificar a influências das variáveis meteorológicas.
MATERIAIS E MÉTODOS
Porto Alegre, capital do estado do Rio Grande do Sul, Sul do Brasil, possui uma área de 497 km²
e uma população de 1.41 milhões de habitantes. A cidade possui 0.78 milhões de veículos, sendo
composta por 71% gasolina, 18% diesel e 11% motos. Neste estudo, foram considerados dois locais de
amostragem (Fig. 1): local 1- Parque Jardim Botânico, correspondente ao background urbano; local 2cruzamento entre as avenidas Assis Brasil e Sertório, local com intensa circulação de veículos.
137
Fig. 1. Locais selecionados para a amostragem de nanopartículas.
Foram avaliadas as nanopartículas entre 10 e 420 nm utilizando um Scanning Mobility Particle
Sizer(SMPS) modelo 3910 da TSI Inc. O tempo de amostragem foi de 4h por um período de 3 dias, em
cada local, em janeiro de 2014 (verão). As concentrações de nanopartículas foram relacionadas com
parâmetros meteorológicos (temperatura, umidade, radiação solar, velocidade e direção do vento) e com
o fluxo de veículos através da correlação de Spearman. O fluxo de veículos foi obtido a partir de
contagem manual das gravações realizadas no cruzamento do local 2 durante o período de amostragem e
com uma frequência de 1 min a cada 3 minutos.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
As concentrações médias encontradas para os locais 1 e 2 foram de 2.96 ±0.95 x10 4
partículas/cm3 e 14.6 ±6.3 x104 partículas/cm3, respectivamente. Isto indica que a concentração total de
nanopartículas no local 2, com grande fluxo veicular, é cerca de 5 vezes maior do que o background
urbano (local 1).
Em geral, nanopartículas atmosféricas em um ambiente urbano são caracterizadas por uma
distribuição de tamanho trimodal, com modos correspondentes à nucleação, Aitken e acumulação
(Hussein et al., 2005). Na Fig. 2 é apresentada a distribuição média de nanopartículas para os dois locais
avaliados. Para o local 2, a moda em 13.9 nm foi atribuída às partículas formadas pela nucleação e
condensação durante o resfriamento rápido e diluição de espécies semivoláteis dos gases de exaustão
com o ar ambiente, enquanto os picos em 30.0 e 102 nm foram atribuídos a partículas formadas na
câmara de combustão, com matéria orgânica associada (Kumar et al., 2010).
138
Figura 2. Distribuição média do tamanho das nanopartículas para o local 1 (background urbano) e local 2 (alto
fluxo veicular).
Tabela 1.Coeficientes de correlação de Spearman entre a concentração total de nanopartículas com os
parâmetros meteorológicos e o fluxo de veículos.
Temp.
Umid.
Vel.
Dir. Vento
Rad.
Veículos
Vento
Local 1
-.27
.04
-.18
-.15
.22
xxx
Local 2
-.32
-.10
-.52
.12
-.62*
.03
Quanto à análise estatística (Tabela 1), para o local 2 foram encontradas correlações negativas
entre a concentração de nanopartículas e a velocidade do vento (-0.52), temperatura (-0.32) e radiação
solar (-0.62). Isso indica que quanto maior a velocidade do vento, maior será a dispersão das partículas,
reduzindo a concentração. As correlações também apontam uma diminuição do número de partículas
com o aumento de temperatura e radiação. Para o local 1, não foram observadas correlações
significativas com nenhum dos parâmetros meteorológicos considerados, entretanto, foi verificada a
mesma tendência quanto à influência da temperatura (encontrada para o local 2).
Na Fig. 3 estão apresentados os valores médios, para o local 2, da concentração de nanopartículas,
fluxo veicular e temperatura. O fluxo veicular médio foi de 99 veículos/minuto, sendo composto por
15% de veículos a diesel, 76% a gasolina e 9% de motocicletas. Observa-se queentre 9 e 11h, a
concentração de nanopartículas apresenta o mesmo padrão de variação que o fluxo veicular, mesmo que
haja certa defasagem. Este período de defasagem provavelmente é decorrente do tempo que as partículas
necessitam para deslocar-se do escapamento do veículo até o equipamento e do período para que ocorra
a formação das partículas secundárias. Após as 11 h, com o aumento da temperatura e da radiação solar
(que possui o mesmo comportamento demonstrado pela temperatura), há um aumento no volume da
camada limite atmosférica. Desta forma, com um maior volume de ar, ocorre o processo dediluição das
partículas, e não se observa uma relação entre o fluxo veicular e a concentração de nanopartículas.
139
Fig. 3. Variação horária média da concentração total de nanopartículas, fluxo de veículos e da temperatura.
Na Fig. 4 estão apresentadas as rosas dos ventos, indicando como resultante da direção do vento
85º e 73º para os locais 1 e 2, respectivamente. Para o local 2, podemos observar duas direções
predominantes: de leste à oeste, a amostragem recebe contribuições de ambas as avenidas (Assis Brasil
e Sertório); de noroeste à sudeste, a contribuição preferencial é da Av. Sertório.
Fig. 4: Rosa dos ventos para o período de amostragem para os locais 1 e 2.
CONCLUSÃO
Neste estudo foram avaliadas as concentrações de nanopartículas e as distribuições de tamanho
em uma área considerada background urbano (local 1) de Porto Alegre e um cruzamento com alto fluxo
veicular (local 2). O local 2apresentou uma concentração cinco vezes superior ao do background e foi
observada uma distribuição trimodal, típica da influência veicular. Este trabalho é uma avaliação
preliminar e estudos futuros estão sendo desenvolvidos para melhor compreender a influência dos
parâmetros meteorológicos e de tráfego na concentração de nanopartículas em Porto Alegre.
140
REFERÊNCIAS
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Kulmala, M., Vehkamaki, H., Petaja, T., Dal Maso, M., Lauri, A., Kerminen, V.M., Birmili, W.,
McMurry, P.H., 2004. Formation and growth rates of ultrafine atmospheric particles: A review of
observations. Journal of Aerosol Science 35, 143–176.
Kumar, P., Robins, A., Vardoulakis, S., Britter, R., 2010.A review of the characteristics of nanoparticles
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Wehner, B., Birmili, W., Ditas, F., Wu, Z., Hu, M., Liu, X., Mao, J., Sugimoto, N., Wiedensohler, A.,
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China, 2004–2006. Atmospheric Chemistry and Physics 8, 6155–6168.
141
ANÁLISE DE VIABILIDADE DA RECICLAGEM DO CARBONO DE PILHAS DE
LECLANCHÉ PARA OBTENÇÃO DE LIGA FE-MN-AC POR METALURGIA DO PÓ
Vinicius Martins 1*, Carlos A. Wurzel 1, Eduardo C. Milke1, Lirio Schaeffer2
1
Instituto Federal Sul-Rio-Grandense – IFSul – Campus Sapucaia do Sul
2
Laboratórios de Transformação Mecânica (LdTM), Depto de Metalurgia, UFRGS, Porto Alegre, RS
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Apesar do incremento do uso de baterias recarregáveis em anos recentes, as pilhas convencionais
Zn-carbono e alcalinas ainda são amplamente utilizadas pela sociedade, não só devido ao seu custo
menor, mas também em função da sua versatilidade e facilidade de utilização. Após o uso, estas pilhas
constituem um resíduo de alto conteúdo em metais e compostos metálicos, porém quando dispostas
inadequadamente, podem contaminar o ambiente natural. Em vista disto, a recente política nacional de
resíduos sólidos (BRASIL, 2010) impõe o recolhimento destes elementos geradores de força
eletromotriz descartados, visando a sua correta destinação. Em harmonia com este propósito, a recente
Instrução Normativa n° 8, de 2012 (BRASIL, 2012), emitida pelo IBAMA, tem como objetivo instituir
procedimentos relativos ao controle do recebimento e da destinação final destas pilhas e baterias. O
objetivo em longo prazo é claramente aumentar o controle do ingresso de pilhas e baterias importadas
bem como sua destinação final.
Mesmo com estes esforços, a taxa de recolhimento destas pilhas ainda é baixa em relação ao total
comercializado no mercado doméstico. Segundo a Abinee – Associação Brasileira das Indústrias
Elétrica e Eletrônica, o programa de recolhimento instituído por esta entidade recolheu cerca de 120
toneladas de pilhas durante o ano de 2011 (ABINEE, 2013). Com relação à reciclagem, o percentual
também é baixo, representando cerca de 0,1% do total de pilhas recolhido no Brasil (BRASIL, 2011)..
Na União Européia, a meta de recolhimento e reciclagem de pilhas era atingir 25% da produção até
2012. Alguns países como Alemanha e França já atingiram esta meta (SAYILGAN et al., 2009).
Percebe-se, entretanto, que em função dos prazos constantes na legislação (BRASIL, 2010;
2012), a implementação dos Planos de Gestão de Resíduos pelos municípios e a logística reversa, existe
a tendência de rápido incremento nas quantidades de recolhimento de pilhas usadas.
As tecnologias para reciclagem de pilhas
Várias processos e tecnologias já têm sido propostos ao longo do tempo com o propósito de
recuperar metais e matérias-primas existentes nas pilhas, sendo os de natureza pirometalúrgica os mais
utilizados, principalmente na Europa (SAYILGAN et al., 2009). Considerando as pilhas comuns
zinco-carbono e alcalinas, alguns dos processos empregados são os da empresa Batrec Industrie AG –
Sumitomo (BATREC, 2013) e o processo Recytec (AMMANN, 1995). Nestes processos, as pilhas são
142
primeiramente submetidas a uma pirólise, carbonizando os elementos orgânicos e eliminando mercúrio
e água. Os gases sofrem um processo de purificação e os sólidos residuais são submetidos a diferentes
tratamentos. No processo Batrec é obtida uma liga Fe-Mn e zinco por condensação e no processo
Recytec, os materiais resultantes da pirólise são separados e encaminhados para reaproveitamento. Uma
revisão das tecnologias aplicáveis à recuperação de pilhas e baterias pode ser verificada nas referências
anexas a este trabalho (SAYILGAN et al., 2009; BERNARDES et al., 2004; ESPINOSA et al., 2004).
Os processos pirometalúrgicos diretos tem a vantagem de terem uma capacidade maior de
processamento e de levarem a produtos diretamente utilizáveis em outros processos. Entretanto,
possuem uma maior demanda energética e normalmente exigem um investimento mais elevado, tendo
em vista o criterioso controle das emissões gasosas, sendo então viáveis somente para escalas maiores
de produção.
Em parte devido a isto, e por considerações de ordem econômica (MANTUANO et al., 2011), as
pesquisas em nível nacional tem se concentrado em processos hidrometalúrgicos, com foco na
recuperação de compostos de zinco e manganês. Estes processos, apesar de poderem ser implementados
com investimentos menores, são complexos e normalmente requerem um maior número de etapas. Em
geral baseiam-se no ataque de material previamente processado oriundo de pilhas Zn-C ou alcalinas
descartadas através de soluções reagentes de natureza ácida, básica ou mesmo complexantes. Os licores
obtidos são então submetidos a processos posteriores para recuperação de produtos de interesse.
Apesar do relativo domínio tecnológico sobre a recuperação dos principais constituintes das
pilhas, a presença de metais considerados perigosos ao meio ambiente e à saúde humana, tais como
mercúrio e cádmio, encarecem os processos em vista das etapas e equipamentos adicionais necessários à
purificação dos produtos, controle de emissões e tratamento de efluentes contendo estes metais.
As ligas Fe-Mn
Algumas ligas Fe-Mn já são conhecidas desde longa data, como os aços Hadfield, inventado por
Sir Robert Hadfield, em 1882. Este aço manganês-austenítico, compõe-se de aproximadamente 12% de
manganês e 1,2% de carbono, além do ferro e elementos de liga. Esta liga apresenta boa resistência ao
desgaste, sendo, portanto bastante utilizada em componentes para aplicações severas, como mineração e
indústria ferroviária. A liga FeMnAc possui como componente principal o manganês, na faixa de 75%
Sua principal utilização é como elemento de liga e em processos de refino de aço, onde o manganês atua
como desoxidante e dessulfurante. Outras ligas de Fe-Mn, com manganês em torno de 24 a 30% tem
encontrado aplicação na indústria automobilística.
Este trabalho propõe um estudo preliminar da formação de uma liga Fe-MnAc11 utilizando como
fonte de carbono os eletrodos de pilhas Zn-Carbono e a técnica da metalurgia do pó, que utiliza pós
metálicos e não-metálicos para fabricação de peças. O metal em pó é compactado em uma cavidade
11 FeMnAc – Liga de ferro com manganês e alto carbono
143
fechada (a matriz) sob pressão. Este material compactado é colocado num forno e sinterizado em
atmosfera controlada a temperaturas elevadas de 2/3 a 3/4 da temperatura de fusão (EFUNDA;
CHIAVERINI, 2001). Este processo metalúrgico permite produzir peças que não podem ser produzidas
por outro meio, tais como buchas auto-lubrificantes, metal duro, cermets entre outros, aliado a grande
possibilidade de processar diversos materiais (ASM, 1998).
MATERIAIS E MÉTODOS
Primeiramente ocorreu o desenvolvimento de uma metodologia mais eficiente para o desmonte
das pilhas zinco-carvão. Foram mensuradas as dimensões das pilhas zinco-carbono modelo D, pois seu
tamanho facilita o projeto do dispositivo, que foi projetado em software de CAD 3D Solid Works 2008.
Foram realizados dois testes para desmonte das pilhas para melhorar o rendimento do dispositivo. As
pilhas foram prensadas com o auxilio de uma prensa hidráulica de 40 ton modelo EKA e o dispositivo de
desmonte foi fabricado com aço SAE 1020.
A densidade do carbono da pilha zinco-carbono desmontadas foi medida, sendo realizada
micrografia destes eletrodos. Em seguida, foi feita a moagem e homogeneização do carbono da pilha
zinco-carbono para juntá-lo aos pós metálicos de ferro e manganês fornecidos pela empresa Hoganas,
objetivando a confecção de uma liga de FeMnAc. O carbono de pilhas utilizado é proveniente de pilhas
Zn-C tipo AA e constitui-se de barras com 56 mm de comprimento e largura de 7mm e massa
aproximada de 5 gramas cada, que foram posteriormente moídas em tamanhos menores que 0,149 mm.
Este carbono foi submetido a análise imediata e elementar em outro estudo(14) e apresentou carbono fixo
na faixa de 82% e teor de cinzas em torno de 8%. O referido carbono também não apresentou teores
detectáveis de mercúrio, cádmio e chumbo (FLORES, 2011). Posteriormente, foi realizada a etapa da
compactação, onde se traçou a curva de compressibilidade das amostras experimentais de Aço FeMnAc
realizadas com o carbono reciclado das pilhas, mensurando-se os valores das densidades a verde.
Durante a sinterização foi utilizada atmosfera composta de argônio e taxa de aquecimento de 9,68
ºC/min, num patamar térmico de 1100ºC durante 60 minutos. O resfriamento foi feito com uma taxa
média de 6,7 ºC/min. Após a sinterização foi feita a metalografia para avaliação da microestrutura e
realizados ensaios para determinação da densidade dos corpos de prova.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
A partir da desmontagem das pilhas mediu-se a densidade do carbono que foi de 1,8 g/cm³ e
realizou-se a micrografia com magnificação do eletrodo, que apresenta tamanho de partícula variando
entre 3 μm e 10 μm como mostra a Figura 1.
144
Figura 1. Micrografia do eletrodo de pilha de carbono.
Após a cominuição dos eletrodos de carbono visando à obtenção de pó para a fabricação de peças
por metalurgia do pó, observa-se na Figura 2 a micrografia do carbono obtido.
Figura 2. Micrografia do pó de carbono de eletrodo de pilha.
A Figura 2 mostra que o pó obtido possuiu tamanho irregular, formando aglomerados com
tamanho médio de 50 μm, pois um grande percentual de pó não passou pela peneira de 0,037 mm,
ficando com a granulometria entre 0,149 e 0,044 mm. Também foi feita a compactação de dez amostras
usando-se os componentes habituais do FeMnAC como 17%Fe, 74%Mn, 1,5%Si, 7,5%C, utilizando
parafina como lubrificante. O gráfico sobrepondo as densidades a verde e do sinterizado para
visualização dos resultados de densificação ou densidade relativa durante a sinterização. A densidade a
partir da pressão 600MPa não se modificou significativamente. Nota-se que houve um aumento
significativo na densidade do sinterizado em relação a densidade a verde, como mostra a Figura 3.
145
Figura 3. Comparativo de densidade do compactado X sinterizado
Após análise dos dados observou-se que a sinterização ocorreu de maneira satisfatória, mas a
conformação do pó durante a compactação foi insuficiente e necessita ser melhor desenvolvida, como
mostra a Tabela 1.
Tabela 1 - Dados de comparação de conformação do pó e densificação do FeMnAC
Amostra
Densidade a verde
(g/cm³)
Densidade sinterizado
(g/cm³)
Diferença das densidades
após sinterização
Densificação
(%)
1
2,97
3,24
91,62
46,30
2
3,33
3,64
91,55
52,03
3
3,52
3,92
89,78
55,97
4
3,58
4,05
88,23
57,92
5
3,52
4,08
86,31
58,24
6
3,60
4,18
86,11
59,65
7
3,35
4,10
81,67
58,63
8
3,60
4,19
85,87
59,93
9
3,66
4,18
87,63
59,65
10
3,51
4,14
84,70
59,15
As amostras 6, 7 e 10 da Tabela 3 foram escolhidas para execução de uma avaliação comparativa
através de metalografia. Desta forma as amostras foram lixadas e polidas para que pudesse ser
executado o exame, buscando-se a identificação de constituintes específicos e porosidade. A Figura 4
exibe a metalografia da amostra 6, com 600MPa de pressão de compactação e 4,18 de densidade do
sinterizado, com magnificação de 500x.
146
Porosidade
Ferrita
Inclusões
Austenita
Figura 4. Amostra compactada com 600MPa da liga FeMnAc (500x).
Observa-se que a porosidade é elevada como se observa na Figura 4 e confirmada através da baixa
densidade apresentada pelos corpos de prova. Por outro lado, percebe-se que houve uma boa difusão
entre o ferro e o manganês, em função da homogeneidade apresentada. A difusão entre o ferro e o
manganês ocorreu de maneira insatisfatória, mas continua, com distribuição uniforme. Observa-se a
matriz de ferrita distribuída sobre a superfície e a distribuição heterogênea da austenita entre as
inclusões. Mesmo com a maior pressão de compactação observa-se uma enorme quantidade de poros.
Nota-se a matriz de ferrita distribuída sobre a superfície com diversas áreas de inclusões e a distribuição
heterogênea da austenita.
CONCLUSÃO
Tendo em vista os resultados apresentados, concluiu-se que estes são ainda preliminares, mas que
a metodologia utilizada, uma vez aperfeiçoada, tem possibilidade de aplicação. Durante este estudo
verificou-se que o dispositivo de desmonte da pilha funciona perfeitamente para pilhas novas, contudo
para pilhas muito velhas, o zinco adere à massa de bióxido de manganês, a carcaça de aço rompe sem
abrir totalmente em função da corrosão. O percentual de cinza no carbono existente nos eletrodos pode
ser a causa da enorme quantidade de inclusões. A confecção de elementos de liga entre o ferro e o
manganês, por metalurgia do pó deve ser mais bem estudada, devido a baixíssima compressibilidade, a
qual compromete a qualidade das peças obtidas. Deve-se então buscar-se um aperfeiçoamento da
técnica objetivando uma melhor eficiência no processo de compactação do ferro, manganês e carbono.
Através de melhoria deste processo poderá ser obtida em consequência, uma maior densidade do
sinterizado. Por outro lado, a densidade do sinterizado em relação à densidade das amostras
147
compactadas apresentou uma correlação positiva. Dentre os aperfeiçoamentos, o melhor entendimento
da afinidade entre o ferro manganês durante o processo de formação das peças sinterizadas pode resultar
na melhoria da distribuição da austenita na matriz de ferrita.
AGRADECIMENTO
Os Autores agradecem ao CNPq pelo projeto aprovado na chamada 94/2013, que permitiu a execução
desta pesquisa.
REFERÊNCIAS
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dá outras providências. Diário Oficial da República Federativa do Brasil, Brasília, 03/08/2010- pg 3;
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DO BENEFICIAMENTO DO CARVÃO PROVENIENTES DO ESTADO
DE SANTA CATARINA- SC
Adriane Perachi Nordin1, Juliana da Silva2, Luis Felipe Silva Oliveira1, Amanda Natália da
Silva2, Fernanda Rabaioli da Silva1,*
1
Centro Universitário La Salle, Canoas, RS.
2
Universidade Luterana do Brasil, Canoas, RS.
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Para a utilização do carvão presente no Sul do nosso país o mesmo precisa passar por um processo
que chamamos de beneficiamento que consiste na redução da matéria inorgânica, a fim de melhorar sua
qualidade. Os materiais residuais do beneficiamento do carvão nas áreas de mineração estão cada vez
mais abundantes, devido ao aumento do consumo de energia e são ricos em sulfetos. Ao serem oxidados
geram um dos piores danos causados ao meio ambiente que são as drenagens ácidas que apresentam
baixo valor de pH e alta concentração de Sulfato (SO42-), íons ferroso e férrico (Fe2+ e Fe3+) (ABCN
2014).
Devido à formação do carvão e seus derivados, o alvo de muitas pesquisas na atualidade está
relacionado à investigação da citotoxicidade e genotoxicidade deste material. Para este intuito, o uso de
diferentes testes biomarcadores tem permitido a identificação dos xenobióticos potencialmente tóxicos
ao genoma. O ensaio de redução do sal de tetrazólio MTT (ensaio de MTT) é um método colorimétrico
rápido, frequentemente usado para medir proliferação celular e citotoxicidade (MOSMAN, 1983). Neste
ensaio, o MTT é acumulado pelas células por endocitose e a redução do anel tetrazólico deste sal resulta
na formação de cristais de formazan de cor azul que se acumulam em compartimentos endossomais e/ou
lisossomais, sendo depois transportados para fora das células por exocitose. Sendo a endocitose um
mecanismo fundamental das células vivas (LIU et al., 1997), o ensaio do MTT tem sido usado
frequentemente como ensaio de viabilidade celular. Já o ensaio Cometa vem sendo proposto para
estudos de toxicogenética devido a suas peculiaridades quando comparado a outros testes para detecção
de substâncias genotóxicas. As vantagens dessa técnica incluem: a sensibilidade na detecção de dano no
DNA, a coleta de dados em nível de célula individual, o uso de um número pequeno de células para a
análise e a possibilidade de aplicação em qualquer população de células eucarióticas e, principalmente a
rapidez de resultados (TICE et al., 2000).
Estudos com diferentes organismos realizados em minas de carvão e com o carvão e seus
derivados demonstraram aumentos de danos ao DNA. SILVA et al. (2000) observaram aumento do
número de micronúcleos (MN) e dos níveis de danos detectados no ensaio Cometa em Ctenomys
149
torquatus (tuco-tuco) de regiões mineradoras do estado do Rio Grande do Sul, quando comparados a
regiões sem carvão.
Atualmente, o conhecimento referente à toxicidade de resíduos provenientes do beneficiamento
do carvão é limitado. Desta forma, o presente trabalho visa avaliar duas amostras de resíduos de
beneficiamento de carvão coletados ao longo do rio Tubarão através de ensaios de citotoxicidade e
genotoxicidade em linhagens de células de mamífero.
MATERIAS E MÉTODOS
Coleta de material
Neste estudo foram avaliadas duas amostras de sedimento (evaporito) de drenagens ácidas
coletadas no Rio Tubarão (SC). A amostra 1 (S-Evaporites) foi coletada em um ponto superior da rocha
enquanto a amostra 2 (S-F-Evaporites) foi coleta em um ponto próximo à drenagem ácida.
Figura 1: Local de coleta dos sedimentos de drenagens ácidas (Foto: Vinícius Estival)
Difração de Raios-X
A difração de raio X é uma das técnicas mais amplamente usadas quando se quer estudar materiais
sólidos especialmente os que possuam estrutura cristalina.
Na atualidade, a difração de raio-X é um avanço nas análises de materiais sólidos, podendo ser
aplicada em elementos mono ou policristalinos (de cristais) abaixo de 0,1mn, e outras partes de amostras
formadas por cristais monofásicos de tamanho superior ao sistema monocristalino.
A análise de XDR se emprega a qualquer material cristalino, e é amplamente utilizada para
analises de materiais inorgânicos, orgânicos, supercondutores, minerais, matérias corrosivos, metais,
polímeros, detergentes, pigmentos, produtos farmacêuticos, cerâmicas, explosivos, etc.
O objetivo desta técnica é a determinação semiquantitativa mineralógica, através das fases
cristalinas presentes na amostra.
150
Cultura Celular
Para este estudo a linhagem celular V79 (fibroblastos de hamster chinês) foi adquirida pelo
laboratório de Genética Toxicológica da Universidade Luterana do Brasil (ULBRA) e mantida em meio
DMEM, suplementada com soro fetal bovino (PBS) (10%), L glutamina (0,2 mg/mL), penicilina (100
UI/mL) e estreptomicina (100 ug\ml), mantida a 37 ºC em atmosfera umidificada e com CO2 a 5%.
Ensaio de MTT
Com base nos resultados de citotoxicidade obtidos a partir da técnica do MTT, serão selecionadas
as dosagens (viabilidade celular > 60%) para a realização do ensaio Cometa. Os experimentos foram
realizados com réplicas para cada concentração, incluindo os grupos controles. A partir da diluição
inicial (D1) (0,005 mg/ml) as amostras foram diluídas em série na relação 1:1 (diluição anterior/meio de
cultura) até a quinta diluição (D5). O controle negativo foi exposto à concentração equivalente de
solvente e o controle positivo foi exposto à dimetilsulfóxido (DMSO).
A técnica de MTT é um teste quantitativo para determinar a interrupção de uma função
bioquímica crítica. Este ensaio quantifica a atividade mitocondrial, medindo-se a formação de cristais de
formazan, produto formado pela redução do sal de tetrazólio MTT. A redução de MTT ocorre
principalmente na mitocôndria através da ação da succinato desidrogenase fornecendo então uma
medida de função mitocondrial (LIU et al., 1997).
Após o período de incubação das células, o meio de cultura foi retirado cuidadosamente, e os
poços foram lavados com PBS, e em seguida, foram adicionados 150 μL/por poηo de MTT
(3-(4,5-dimethylthiazolone-2-yl)-2,5-diphenyl tetrazom bromide) e as cιlulas foram incubadas durante
um perνodo de 3h em estufa a 37°C. Apσs esta etapa o MTT foi removido, e adicionado imediatamente
100 μL do solvente DMSO sobre os precipitados.
A leitura da absorbância dos cristais formados, diretamente proporcionais à quantidade de células
viáveis, foi realizada utilizando um leitor de ELISA com comprimento de onda de 540 nm. Os testes
foram realizados em duplicata e em seguida normalizados conforme o cálculo de viabilidade celular.
% Viabilidade Celular = Absorbância das células das amostras- do branco x100
Absorbância de células controle positivo – do branco
Ensaio Cometa
Após tratamento celular com as diferentes concentrações das amostras de beneficiamento de
carvão, controles positivos e negativos, o ensaio Cometa será realizado de acordo com SINGH et al.
(1998) seguindo as seguintes etapas: (1) as lâminas serão recobertas com agarose; (2) em cada poço
contendo as células V79 serão misturados DMEM e agarose “low melting” e uma alíquota dessa mistura
será distribuída nas lâminas; (3) as lâminas serão colocadas em solução de lise, onde permanecerão por
7 dias protegidas da luz; (4) após a lise as lâminas serão colocadas em uma cubeta contendo solução
neutralizadora, por 15 minutos; (5) em seguida serão distribuídas em cuba de eletroforese horizontal,
151
sendo cobertas por solução tampão alcalina (pH 12,6) por 20 min.; (6) a eletroforese será realizada por
20 min. à 25 volts e uma corrente de 300 miliamperes; (7) as lâminas serão lavadas com solução
neutralizadora; (8) por fim, serão mergulhadas em etanol 100% para a fixação; (9) a coloração será
efetuada com nitrato de prata e a visualização das lâminas será realizada em microscópio óptico com
uma ampliação de 200x; (10) serão avaliadas 200 células por tratamento (25 por lâmina). As células
“cometa” serão classificadas de 0 (sem lesão) à 4 (totalmente lesadas), conforme o tamanho da cauda em
relação a cabeça, gerando um valor único, considerado como índice de danos, que poderá variar de zero
(100 células x classe 0) à 400 (100 x classe 4).
RESULTADOS PRELIMINARES
Difração
O potencial citotóxico das amostras provenientes do beneficiamento do carvão foi investigado
pelo método de redução do tetrazólio MTT. De acordo com os resultados obtidos (Figura 1) foi
observado que a amostra 1 e 3 não apresentou citotoxicidade em relação à concentração inibitória 60%
(CI60). Porém, a amostra 3 diminui a viabilidade celular nas concentrações D1 e D4 quando comparada à
amostra 1.
Figura 1. Viabilidade celular de células de linhagem V79 expostas a diferentes concentrações de amostras de
resíduos de beneficiamento de carvão pelo método de redução do sal de tretazólio MTT. Cada ponto representa a
média da quadruplicata. A barra horizontal representa a concentração inibitória 60% (CI60).
DISCUSSÃO E CONCLUSÃO
As análises de MTT expressaram resultados que caracterizaram a amostra 2 com um maior poder
citotóxico quando comparado com amostra 1, porém nenhuma das concentrações apresentou
citotoxicidade que tornou a viabilidade celular menor do que 60%. Assim, a partir dos resultados obtidos
serão selecionadas as doses para a realização do ensaio Cometa a fim de avaliar o potencial genotóxico
das amostras de resíduos de beneficiamento de carvão.
APOIO
CNPq e FAPERGS (Projeto PRONEN)
152
REFERÊNCIAS
ABCM, Associação brasileira do carvão mineral, História do Carvão no Brasil. Disponível
em:<http://www.carvaomineral.com.br/interna_conteudo.php?i_subarea=8&i_area=4>, Acesso em 09
de junho de 2014.
Da Silva J, De Freitas TR, Heuser V, Marinho JR, Erdtmann B. Genotoxicity biomonitoring in coal
regions using wild rodent Ctenomys torquatus by Comet assay and micronucleus test. Environ Mol
Mutagen. 2000;35(4):270-8.
Liu Y., Peterson D. A., Kimura H., And Schubert D. (1997) The mechanism of cellular 3(4,5-dimethylthiazol-2-yl) -2,5-diphenyltetrazolium bromide (MIT) reduction. J. Neurochem. 69,
581—593.
Mosmann, T. Rapid colorimetric assay for cellular growth and survival. J. Immunol. Methods, v.65,
p.55-63, 1983.
Singh NP, Mccoy MT, Tice RR, Schneider EL. A simple technique for quantitation of low levels of DNA
damage in individual cells. Exp Cell Res. 1988 Mar;175(1):184-91.
Tice RR, Agurell E, Anderson D, Burlinson B, Hartmann A, Kobayashi H, Miyamae Y, Rojas E, RYU
JC, Sasaki YF. Single cell gel/comet assay: guidelines for in vitro and in vivo genetic toxicology testing.
Environ Mol Mutagen. 2000;35(3):206-21.
Villela, I. V.; Lau, A.; Silveira, J.; Prá, D.; Rolla, H. C.; Silveira, J. D. Bioensaios para o Monitoramento
de Genotoxicidade Ambiental. In: Da Silva, J.; Erdtmann, B.; Henriques, J. A. P. Genética Toxicológica.
Porto Alegre: Alcance, 2003. v 1 , cap. 7, p. 147-160.
153
EVALUATION OF HEMATOLOGICAL, BIOCHEMICAL AND
GENOTOXIC CHANGES IN WORKERS EXPOSED TO PESTICIDES
Danieli Benedetti1, Jessica Mamdelli2, Cesar Trojahn2, Maurício Rotta3, Juliana Da Silva1
1
Laboratory of Genetic Toxicology, ULBRA
2
Laboratory School of Biomedicine, ULBRA
3
*
Laboratory of Clinical Pathology (Clinical Analysis), BIOEXAME
[email protected]
INTRODUCTION
Pesticides are defined as any substance or mixture substances used of preventing, destroying,
repelling or mitigating pests. The most common classification of pesticides relies on the target species
they act in, and are therefore commonly classified in four major classes (and targets pests) are they
insecticides (insects), herbicides (weeds), fungicides (fungi, molds), and rodenticides (rodents).
Pesticides are highly specific for undesirable targets, however, most pesticides are not highly selective
and are generally toxic to many non- targets species, including humans. Many studies show that
exposure to low-level of pesticides may produce a variety of biochemical and hematological changes,
besides the damage of DNA responsible for the effects adverse biological in human. Moreover, studies
have reported associations between possible increased risk to different kinds of cancer and diseases
degenerative, immune, hematological, nervous and endocrine those commonly are related to DNA
damage. In Brazil, the use of pesticides in agriculture has been increasing continuously especially in the
state of Rio Grande do Sul, where the expansion of soybean cultivation has increase every year and
consequently the use of pesticide. Thus, occupational poisoning can be considered one of the biggest
public health problems in rural. The aim this study was evaluated hematological, biochemical and
genotoxic changes in workers exposed to pesticides used during the cultivation of soybeans.
METHODOLOGY
To
exposed
assess the effects of prolonged exposure to complex mixtures of pesticides in farm workers
to
pesticides,
we
evaluated
the
activities
of
butyrylcholinesterase
(BChE),
gamma-glutamyl-transferase (GGT), serum glutamic oxaloacetic transaminase (SGOT), serum
glutamic pyruvic transaminase (SGPT), serum total protein, hematological parameters and to detect
DNA damage, the Comet assay in peripheral blood leukocytes were measured in workers chronically
exposed to pesticides used in cultivation of soybean from Espumoso, Rio Grande do Sul (Brazil).
Hundred cells were analyzed from each individual and two parameters were calculated according to
intensity and damage size (Damage Index (ID) and Damage frequency (%D)). A total sample involved
was 224 individuals, were 148 pesticides applies (sprayers) exposed since childhood to a mixture of
154
pesticides (132 men and 17 women), with mean age of 48 ± 12. The control group (unexposed)
comprised 76 individuals healthy (27 men and 49 women), with mean age of 50 ± 13 employees
working in administrative offices from the same geographical area who had no history of exposure to
chemicals or other potentially genotoxic substances. Smokers and alcoholics individuals were remove
of the data analyze.
RESULTS AND DISCUSSION
The Comet assay in peripheral blood leukocytes showed that the Damage Index (ID) and Damage
frequency (%D) observed in the exposed group were significant at P ≤ 0,001 (Student t-Test) in relation
to the unexposed (Figure 1; A and B).
Figure 1. Damage Index (ID) (A) and Damage frequency (%D) (B) between exposed and unexposed groups.
*** P ≤ 0,001, Student t-Test.
In relation to damage classes: 1, 2 and 3 showed significant increase (P≤0.05 and P≤0,001) in
farm workers (n=148) compared to the unexposed group (n=76) (Figure 2).
155
Figure 2. Frequency of DNA damage observed for their classification for exposed and unexposed.
*** P ≤ 0.001, * P ≤ 0,05, t-Test Student.
No differences were detected regarding the SGOT, GGT, BChE activities and serum protein total,
but a significant increase was detected in the SGTP activities in exposed group (n=71) when compared
to the unexposed group (n=32) (P≤0.05), therefore these biochemical parameters were within the
reference ranges considered normal (Table 1).
Table 1. Data of biochemical profile of study groups (mean ± SD).
Unexposed
Exposed
(n = 32)
(n = 71)
SGOT
32.4 ± 1.4
34.6 ± 3.4
10 – 39 U/mL
SGPT
17.4 ± 2.0
24.4 ± 1.9*
10 – 45 U/mL
GGT
22.9 ± 2.4
27.9 ± 2.3
05 – 58 U/L
Serum total protein
8.6 ± 0.5
8.7 ± 0.3
6.0 – 8.0 g/dL
Controls
Farm Workers
(n= 73)
(n=140)
7013 ± 307.1
7512 ± 195.1
BChE
Reference valuesa
3.930 – 11.500
n= number of individuals.
a
According to Labtest Diagnóstica (2008).
*P ≤0.05, t-Test Student.
In the Table 2 are reports the mean values of the various hematological parameter and is possible
observe a significant difference to Erythrogram (Erythrocytes) and Platelets in farm workers (n=71)
156
(exposed group) relative to the control group (n=32) (unexposed group) (P≤0.001 and P≤0.05,
respectively).
Table 2. Hematological parameters in study groups (mean ± SD).
Reference valuesa
Unexposed
Exposed
(n = 42)
(n = 81)
Erythrocytes (millions/ µL)
4.714 ± 0.07
5.053 ± 0.04***
3.8 - 5.6
Hemoglobin (g/dL)
14.05 ± 0.17
14.99 ± 0.13
11.8 - 16.7
Hematocrit (%)
42.64 ± 1.28
40.51 ± 1.12
36 - 50
Mean corpuscular volume (fL)
88.70 ± 0.57
87.49 ± 0.40
82 - 98
Mean corpuscular hemoglobin (pg)
30.05 ± 0.21
29.72 ± 0.17
27 - 32
Mean Corpuscular Hemoglobin (g/dL)
33.90 ± 0.14
33.95 ± 0.11
31 - 35
Red Blood Cell Distribution Width (%)
12.91 ± 0.12
12.94 ± 0.09
11.6 – 13.9
Platelets (mm3)
240.1 ± 9.47
219.7 ± 5.47***
150.000 - 450.000
Unexposed
Exposed
Erythrogram
Leukogram
(n = 36)
(n = 71)
Leukocytes/ µL
6.291 ± 0.25
6.220 ± 0.16
4.000 - 11.00
Banded Neutrophils/ µL
147 ± 17.9
152 ± 10.7
45 – 330
Segmented Neutrophils/ µL
3.693 ± 0.1
3.679 ± 0.1
2.500 – 7.500
Eosinophils/ µL
160 ± 19.5
186 ± 15.6
40 - 330
Basophils/ µL
3.3 ± 2.3
3.4 ± 1.7
1-100
Lymphocytes/ µL
2.136 ± 0.12
1.990 ± 8.3
1.500 – 3.500
Monocytes
206 ± 16.3
227 ± 18.1
200 – 800
n= number of individuals. a According to Naoum & Naoum, 2005. ** P<0.001, Teste t-Student.
CONCLUSIONS
In the present study was possible understand that laboratory investigations based exclusively on
the evaluation hematological and biochemical changes is not always directly related to the risk of
exposure to pesticides, since was observed DNA damage through of Comet assay in soybean workers.
Exposure to complex mixtures can induced genetic hazard related to exposure resulting from the
intensive use of pesticides increasing the risk for these workers to develop diseases and is necessary to
ensure good occupational conditions and the health of workers.
157
ESTUDO SOBRE GÁS XISTO E POLUENTES TÓXICOS
PROVENIENTES DE SUA EXPLORAÇÃO QUE CONTAMINAM OS
LENÇÓIS FREÁTICOS PRÓXIMOS DAS JAZIDAS
Maico Vargas do Canto*, Lennon Martins Costa
Centro Universitário Unilasalle – Canoas, RS
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
Gás Xisto
O gás de xisto é um gás natural encontrado no interior da rocha sedimentar porosa chamada de
xisto argiloso. Basicamente tem as mesmas composições químicas dos petróleos, mas a forma de
exploração de suas jazidas são diferentes.
Esta reserva natural fica encapsulada sob pressão nas rochas sedimentares sendo necessária a
perfuração e coleta do gás para sua posterior purificação e uso. A tecnologia denominada de "fracking"
ou fraturamento hidráulico utiliza as fraturas produzidas por alta pressão hidráulica, areia e uma mistura
de produtos químicos (sendo estes não revelados, sendo alguns tóxicos segundo informações) no
interior de seu reservatório, permitindo que o gás flua e seja extraído. Neste processo de fraturamento
hidráulico, pode ser ocasionada a contaminação dos lençóis freáticos, visto que a água pode vir a
encontrar o lençol freático a exploração. O risco ambiental envolvido é proveniente do uso da mistura de
aproximadamente 600 produtos químicos não revelados por segredo industrial que tem por finalidade
facilitar o processo de perfuração, estabilizar e por fim retirar da reserva o gás.
O desenvolvimento tecnológico para este tipo de exploração no Brasil é tão defasado que já se
fala inclusive em “re-fracting” que seria uma tecnologia menos poluente e mais estável de exploração.
Temos pouquíssimas informações sobre o “fracting” que numa análise superficial é um processo
relativamente simples e nada elegante do ponto de vista de engenharia de processo, visto realidade de
outras áreas que enfrentam dificuldades semelhantes para tornar seus processos viáveis e competitivos
no cenário atual.
Realidade Tupiniquim
No Brasil, as tentativas de se utilizar o xisto como fonte energética ocorreram em: Codó (MA) por
Gonzaga Campos, no final do século XIX, que montou uma destilaria para fornecer gás à cidade de São
Luís. A mesma fracassou e após anos, em 1922, São Luís foi iluminada durante quase um mês com gás,
resultado do xisto processado nesta ocasião.
158
Em 1881, no Vale do Paraíba, a nova tentativa foi fornecer gás á cidade de Taubaté. Porém acabou
fracassando após troca de proprietário, que não investiu em melhorias técnica o que tornou o projeto
obsoleto. Após diversos fracassos, o gás de xisto foi esquecido.
Panorama mudial de exploração
A produção americana de gás de xisto passou de zero, em 2000, para 1/4 de todo gás natural dos
Estados unidos e deverá chegar à metade em meados de 2030, de acordo com dados do Instituto de
Políticas Públicas James A. Baker da Universidade Rice em Houston, no Texas. 4
Essa nova realidade de uso do Xisto está barateando o preço dos combustíveis nos EUA e já causa
impacto nos mercados econômicos mundiais. A produção norte-americana de petróleo de xisto fará com
que o Brasil reduza em 60% as exportações da Petrobras para o país em dois anos. Em 2013, a empresa
vendeu mais para a China do que para os EUA, que durante anos foi seu maior comprador. Sendo que a
China é detentora da maior reserva mundial deste gás, ou seja, é provável que estejam importando o
petróleo brasileiro e focando esforços de desenvolvimento de tecnologias de exploração destas reservas
gigantescas.
Reservas de Gás de Xisto por país
A tabela abaixo é baseada em dados recolhidos pela agência Administrativa de Informação sobre
Energia do Departamento de Energia dos Estados Unidos.
País
Estimativa tecnicamente
recuperável de gás de xisto
(Trilhão pés cúbicos)
As reservas comprovadas
de
gás natural de todos os tipos
(Trilhão pés cúbicos)
Data do
Reportório10
1,115
124
2013
1
China
2
Argentina
802
12
2013
3
Argélia
707
159
2013
665
318
2013
4
Estados
Unidos
5
Canadá
573
68
2013
6
México
545
17
2013
485
-
2013
7
África do
Sul
8
Austrália
437
43
2013
9
Rússia
285
1,688
2013
10
Brasil
245
14
2013
11
Indonésia
580
150
2013
Jazidas de Xisto no Brasil
As bacias sedimentares com potencial de gás não convencional no território brasileiro são Bacia
do Parnaíba (xisto cretáceo da formação Codó - Maranhão), Bacia do Recôncavo, Bacia do São
159
Francisco (xisto permiano da formação Santa Brígida - Bahia), Bacia Parecis (xisto permiano da
formação Irati), Bacia do Paraná (xisto permiano da formação Irati) e Bacia da Foz do Amazonas (xisto
devoniano da formação Curuá no Pará, Amazonas e Amapá).5 6 Falta citar as jazidas de xisto de xisto
terciário do Vale do Paraíba - São Paulo, xisto cretáceo de Maraú - Bahia, xisto cretáceo de Alagoas e
xisto Cetáceo do Ceará.
Compostos químicos usados na produção do Gás de xisto e sua Toxicidade
Os compostos químicos usados na extração do gás de xisto resulta de uma incerteza, pois uma
parte dos produtos químicos usado, está sobre segredo industrial, por isto, pode haver uma certa
distorção sobre os mesmos. Os compostos
mais usados são aditivos no fluido do fraturamento
hidráulico são::Metanol (álcool metílico), Isopropanol (álcool isopropílico, Propan-2-ol)Sílica cristalina
-
de
quartzo
(SiO2)Etileno-glicol
de
éter
monobutílico
(2-butoxietanol)
Etileno-glicol
(1,2-etanodiol)Destilados de petróleo leve tratada com hidrogênio Hidróxido de sódio (soda cáustica).
Visto que estes são produtos comumente usados nas indústrias químicas e de transformação em geral,
indica um caminho para desenvolvimento de tecnologia própria para se verificar as reais necessidades
160
de uso de outras matérias que não sejam estas, que realmente possam se tornar contaminantes em
potencial e difícil tratamento.
Emissões e tremores
Em maio de 2010, o Conselho dos Presidentes de Sociedades Científicas, entidade que congrega
cerca de 1,4 milhões de cientistas, alertava em carta ao presidente Obama que a política nacional de
incentivo ao gás de xisto seria temerária, na falta de maior embasamento científico, e que a atividade
poderia ter um impacto no aquecimento global bem maior do que anteriormente estimado. De fato, em
fins de 2010, a Agência de Proteção Ambiental Norte-Americana, em seu relatório de atualização sobre
as emissões de gases de efeito estufa da indústria de óleo e gás local concluía que a extração de gás de
xisto emite mais metano que aquela de gás convencional.Pesam ainda sobre a atividade a suspeita de ter
culpa no cartório no aumento significativo na freqüência de tremores de intensidade igual ou superior a
3 na escala Richter na região central do continente norte-americano. O serviço geológico dos Estados
Unidos, concluiu que a atividade sísmica na região, em 2011, seria seis vezes superior à média do século
20. Um pesquisador do Centro para Pesquisa e Informação sobre Terremotos dos EUA, da Universidade
de Memphis, opina que a injeção de água em falhas geológicas tende a causar sismos devido ao
escorregamento das mesmas.
CONCLUSÃO
Devido a grande incerteza sobre a veracidade dos fatos e efeitos da exploração pelos métodos
atuais, seja tanto os de contaminação de solos e águas, ou quanto ao controle de atividades sísmicas nas
regiões de exploração, visto a importância de estudar alternativas para exploração desta fonte de energia
que toma enorme discussão mundial, este trabalho propõe que sejam realizadas análises em solos de
países que já possuam a liberação legal para tanto, com equipes de especialistas brasileiros para que se
possa criar a expertise de exploração e trazer estas informações para o mercado nacional de produção de
energia, visto que o Brasil possui boa reserva de gás Xisto e podendo ainda que no processo de estudos
de exploração e uso deste material sejam criadas tecnologias aplicáveis a outras áreas de exploração e
geração de energia, bem como para outras áreas do conhecimento técnico.
161
ASSESSMENT OF NITRO-POLYCYCLIC AROMATIC
HYDROCARBONS IN PM 1 NEAR AREA OF HEAVY-DUTY TRAFFIC
Marcel Braga3*, Karine O. Garcia1, Elba C. Teixeira1,2, Dayana M. Agudelo-Castañeda1, Priscila
G. Alabarse2, Flavio Wiegand2, Marcos L. S. Oliveira3
1
Programa de Pós-Graduação em Sensoriamento Remoto e Meteorologia (UFRGS), Porto Alegre, RS,
Brazil
2
Fundação Estadual de Proteção Ambiental Henrique Luis Roessler, Porto Alegre, RS, Brazil
3
Laboratory of Environmental Researches and Nanotechnology Development, Centro Universitário La
Salle, Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais. Victor Barreto, 2288 Centro 92010-000,
Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUCTION
Rapid urbanization, industrialization, and an increased vehicle fleet in recent years have
influenced air quality, especially airborne particles, which are a worldwide crisis. These compounds
include hazardous elements, black carbon, polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and
nitro-polycyclic aromatic hydrocarbons (NPAHs), organic compounds considered to be carcinogenic
and/or mutagenic (Silva et al., 2009; Arenas-Lago et al., 2013). The NPAHs may have toxicological
significance even if present at much lower concentrations than their parent compound. Some authors
report that NPAHs exhibit higher mutagenicity and carcinogenicity than their corresponding PAHs
(Shen et al., 2012). Furthermore, since the position of the nitro-group influences the genotoxicity of the
compound, isomer-specific identifications are essential. Photochemical degradation has been suggested
in the natural removal of nitro-PAHs from the environment (Reichardt et al., 2009) often leading to
oxidation products that are more toxic than their parent compounds. However, the photochemistry of
nitro-PAHs is still poorly understood (Reichardt et al., 2009).
In Brazil, a lack of information about NPAH levels in the atmosphere still exists. However,
existing studies have verified the influence of NPAHs on diesel engines emissions and optimized the
analytical methodology for certain compounds in particles <10 µm and <2.5 µm. (Teixeira et al., 2011).
So far, there were no reports on levels of NPAH in ultrafine airborne particles <1 µm (PM 1) in Rio
Grande do Sul even considering that many of the NPAHs isomers exhibit direct mutagenic activity and
carcinogenicity (Zhang et al., 2011).
The objective of this study was to study the concentration of NPAHs associated with PM 1 and
assess seasonality in an area affected by vehicles in the metropolitan area of Porto Alegre (MAPA). In
addition, other pollutants and meteorological variables were studied in order to know the relation with
NPAH compounds.
162
Study area
The study area was the metropolitan area of Porto Alegre (MAPA) located at
28ºS-31ºS/50ºW-54ºW in the east of the state of Rio Grande do Sul, the southernmost state of Brazil.
According to the Brazilian Institute of Geography and Statistics (IBGE, 2010), this region comprises an
area of approximately 10 mil km², and accounts for 3.76% of the total area of the state. It has a
population of 3,979,561 inhabitants, i.e. 37.21% of the total population of Rio Grande do Sul.
METHODOLOGY
Sampling
The sampling stations were located in the city of Canoas (Military Air Base) and in the city of
Sapucaia do Sul, in the Metropolitan area of Porto Alegre, as shown in Figure 1. Samples of ultrafine
atmospheric particulate matter (PM1) were collected during the period from August 2011 to August
2012. Samples of PM1 were collected with a PM162M automatic sequential particle sampler
manufactured by Environnement S.A. The airborne particle sampler includes a set of two containers
(holders) that support the filters.
Extraction, clean-up, and chemical analyses
PAHs and NPAHs adsorbed in the particulate material (PM 1) contained in the filters were
subjected to Soxhlet extraction with dichloromethane (CH2Cl2) for 18 hours (USEPA, 1999). After that,
the extracts were separated and pre-concentrated through the clean-up procedure using a silica gel
column and three fractions of eluents of different polarities (ASTM 2004, modified; Teixeira et al.,
2011). The NPAHs 1-nitronaphthalene (1-NNa), 2-nitrofluorene (2-NFl), 3-nitrofluoranthene (3-NFlt),
1-nitropyrene (1-NPyr), and 6-nitrochrysene (6 - NChr) were analyzed by gas chromatography with
electron capture detector (GC-ECD - Varian CP-3800) and column CP-Sil 19CB (30m x 0.25 μm x
0.25mm). PAHs (second fraction) were analyzed by both gas chromatography and mass spectrometry
(GCMS-QP5050A spectrometer, manufactured by Shimadzu), using the SIM mode (ion monitoring).
These analytical data will not be presented here because they were the subject of studies submitted for
publication elsewhere.
RESULTS AND DISCUSSION
Concentration of NPAHs associated with PM1
Figure 1 shows the average NPAHs 1-NNa, 2-NF, 3-NFlt, 1-NPyr, and 6-NChr concentrations
for the stations Canoas and Sapucaia do Sul. 3-Nitrofluoranthene showed the highest average
163
concentration (0.047 ng.m-3) ∙ to Sapucaia do Sul, followed by 1-NNa, 1-NPyr, and 2-NFl.
However,
-3
6-NChr reached the highest concentration at Canoas with an average value of 0.0284 ng.m .
Fig. 1. Average NPAHs concentrations in atmospheric ultrafine particles in Canoas and Sapucaia do Sul stations.
At PM1, there was no difference in the average concentration of 1-NNa, between Canoas and
Sapucaia do Sul, respectively: 0.029 and 0.030 ng∙m-3. In addition, their levels were close to that of other
compounds: 1-NPyr for Sapucaia do Sul (0.028 ng·m-3) and 6-NChr for Canoas (0.028 ng·m-3). 1-NNa
is mostly found in the gaseous phase of ambient air (Reinsen and Arey, 2005), and is the nitro-PAH
isomer reported in diesel exhausts (Arey, 2010; and others).These authors identified 1-NNa associated
with particles at low levels in ambient air and at higher levels in the extract of diesel particles. As the
study region is significantly affected by heavy fuel, old vehicles without catalysts as reported by
Teixeira et al. (2010), the data were in good agreement with these authors. Other NPAHs, especially
1-NPyr and 3-NFlt, originate from the same emission (incomplete combustion) and formed by
electrophilic nitration. In the present study, the concentrations of 3-NFlt in the urban environment were
higher than those of 1-NPyr, which can be explained, in part, by the fact that the method used for 1-NPyr
was not as effective, as discussed previously in the calibration section.
Seasonal Variation
The PM1 particles had higher average concentrations on cold days, ranging from 20.26 ng∙m-3 to
31.1 ng∙m-3 for Canoas and Sapucaia do Sul, respectively. On cold days, primary emissions and stable
atmospheric conditions affect the concentrations of particles, as these were typically higher during the
winter because of the prevailing inversion, thus reducing the dispersion of particulate matter
(Bathmanabhan and Madanayak, 2010). PM1 concentrations in this study, especially for Sapucaia do Sul
(31.1 ng∙m-3), were approximately similar with those obtained by Bathmanabhan and Madanayak
(2010), who showed average concentrations in winter of 34.2 ng∙m-3.
164
Seasonal variation showed higher NPAHs concentrations in the colds days for all studied isomers
and were highest in Sapucaia do Sul than at Canoas. In the winter NPAH concentrations ranged from
0.008 ng∙m-3 to 0.137 ng∙m-3 for Sapucaia and from 0.003 ng∙m-3 to 0.0555 ng.m-3 in Canoas.
NPAHs correlations with air pollutants
Table 1 shows the correlations between NPAHs and pollutants in the MAPA.
Table 1. Spearman’s correlations of NPAHs with atmospheric pollutants in the MAPA
1-NNa
1-NNa
1.000
2-NFl
3-NFlt
1-NPyr
2-NFl
3-NFlt
1-NPyr
6-NChr
NO
NOx
.631**
.253*
.455**
1.000
.514**
1.000
.611**
.635**
.582**
.258*
-.001
.589**
.644**
.302**
.281*
.123
-.077
**
**
.211
.272
*
*
-.208
.729**
.330**
.353**
.205
-.246*
1.000
.437**
.438**
.271*
-.198
1.000
**
.441
**
-.148
.708
**
-.158
1.000
-.074
.578
1.000
6-NChr
NO
NOx
NO2
O3
.541
.905
NO2
1.000
O3
.255
1.000
**. Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed).
*. Correlation is significant at the 0.05 level (2-tailed).
The diagnostic ratios for NPAHs/PAHs associated with PM 1 in Canoas and Sapucaia do Sul for
winter/summer were lower than those reported by Teixeira et al. (2011) for PM2.5 in the same locations:
Canoas and Sapucaia do Sul (0.076 and 0.074), respectively, and higher than reported by other authors.
Previous studies have reported that [NPAH]/[PAH] ratio increases with rising combustion temperature.
This can be considered to be one of the causes of the higher ratio of mono-NPAH to its parent PAHs in
diesel engines.
CONCLUSIONS
Quantitative values were obtained with good accuracy and precision for the NPAHs of the SRMs
studied, except for 1-NPyr. 3-NFlt and 6-NChr showed higher concentrations in Sapucaia do Sul and
Canoas, respectively, followed by 1-NNa, 1-NPyr, and 2-NFl. Ultrafine particles (PM1) and NPAHs
showed higher levels in winter, especially in Sapucaia do Sul. This site has the highest influence of
heavy diesel vehicles. The seasonal variations and diagnostic ratios of NPAHs in the atmosphere
showed that motor vehicles, especially, heavy diesel vehicles, had become one of the major contributors
of atmospheric NPAHs. The 1-NPyr/Pyr and 6-NChr/Chr ratios showed higher values than in other
studies, a fact that may be partly attributed to the ultrafine particles. In the current study, the presence of
165
NPAHs concentrations: 1-NPyr, 6-NChr, and others isomers in ultrafine particles in the region are a sign
of concern due to the large volume of heavy traffic. Concentrations of organic compounds can cause
effects on human health. The 1-NPyr and 6-NChr concentrations have been classified individually as
possible carcinogenic to humans (Group 2B) by the IARC (IARC, 1989), and can be causes of other
relevant biological effects.
REFERENCES
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cadmium in some Galician soils. Microchemical Journal, v. 110, p. 681-690, 2013.
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166
AVALIAÇÃO AMBIENTAL E LEGAL DE ESTAÇÕES DE ESTOCAGEM
DE COMBUSTÍVEIS NAS CIDADES DE PORTO ALEGRE E CANOAS
Tatiane Oliveira Menger*, Gelsa Edith Navarro Hidalgo
Centro Universitário La Salle - Mestrado em Avaliação de Impactos Ambientais, Victor Barreto, 2288
Centro 92010-000, Canoas, RS, Brazil
*
[email protected]
INTRODUÇÃO
A exploração da atividade de revenda de combustíveis para automóveis depende da obtenção de
registro autorização de funcionamento junto a Agência Nacional de Petróleo, ANP. A Agência Nacional
do Petróleo - ANP é uma autarquia especial, integrante da Administração Federal indireta e vinculada ao
Ministério de Minas e Energia, instituída pela Lei nº 9.478/97 como órgão regulador da indústria do
petróleo. Tem sede e foro no Distrito Federal.
Sendo o Brasil um país de dimensões continentais é de se esperar, que se conte com um alto
número de postos de combustíveis, sabendo-se, que atualmente existem aproximadamente 35 mil postos
de combustíveis, sendo a maioria deles construídos na década de 70. Conforme Marins a vida útil média
desses tanques subterrâneos de armazenagem é de 25 anos acredita-se que grande parte já esteja
comprometida, devendo passar por uma efetiva manutenção ou até mesmo ser trocados. (PETROBRÁS,
1995 apud CORSEUIL; MARINS,1997).
Grande parte dos tanques de combustível dos postos retalhistas é construída em aço, sem
revestimento, isto é, sem nenhuma proteção contra a corrosão. Só recentemente estes tanques vêm sendo
substituídos por outros mais seguros, devidas a novas exigências estabelecidas pela Resolução 273 do
Conselho Nacional do Meio Ambiente – (CONAMA 2000), tornando-se obrigatória esta conduta,
condicionando a obtenção da Licença ambiental de funcionamento.
A maioria dos vazamentos subterrâneos ocorre devido à corrosão dos tanques enterrados, o
problema é de difícil detecção, senão difícil ao menos tardia, dificultando a posterior remediação da área
contaminada.
O solo contaminado pelas substâncias de hidrocarboneto é considerado um dos maiores riscos
potenciais para os aquíferos, devido à formação de várias fases deste produto em contato com o solo.
Além disso, a fase de vapor da gasolina pode causar explosões e incêndios em construções subterrâneas
vizinhas ao vazamento (SANDRES, 2004).
Impactos Ambientais decorrentes dos postos de combustíveis e a proteção catódica
A Resolução nº 1/86 (Conselho Nacional do Meio Ambiente, 1986) traz a definição legal de
impacto ambiental em seu artigo 1º como sendo: ”Qualquer alteração das propriedades físicas, químicas
167
ou biológicas do meio ambiente, causada por qualquer forma de matéria ou energia, resultante das
atividades humanas, que direta ou indiretamente afetem: I – a saúde, a segurança e o bem-estar da
população; II – as atividades sociais e econômicas; III – as condições estáticas e estéticas do meio
ambiente; IV – a qualidade dos recursos ambientais.
Para Sánchez (2008), é evidente, a improbidade dessa definição, que felizmente, não é adotada
literalmente, na prática da avaliação de impacto ambiental, nem é tomada em seu sentido restrito na
interpretação dos tribunais. Trata-se, na verdade, de uma definição de poluição, como se observa pela
menção a qualquer forma de matéria ou energia, como fator responsável pela alteração das propriedades
físicas, químicas ou biológicas do meio ambiente. Paradoxalmente, a definição de poluição dada pela
Lei da Política Nacional do Meio Ambiente reflete melhor o conceito de impacto ambiental, embora
somente no que se refere ao impacto negativo, pois impacto ambiental também pode ser positivo.
Segundo Sánchez (2008) impacto ambiental é alteração da qualidade ambiental que resulta da
modificação de processos naturais ou sociais provocada por ação humana. Tal definição, ao trabalhar
sob a ótica dos processos ambientais, tenta refletir o caráter dinâmico do ambiente.
A grande preocupação com o derramamento de qualquer tipo de combustível como diesel ou
gasolina é a contaminação do solo, bem como das plumas dos aquíferos, usados como fonte de
abastecimento de água, prejudicando de forma direta a saúde humana daquela região.
Júnior e Pasqualetto (2008) salientam que, em alguns casos, a origem das áreas contaminadas se
deve em grande parte ao desconhecimento, no passado, de procedimento seguro para o manejo de
substâncias perigosas e/ou ao seu não cumprimento. Salienta, ainda, a ocorrência de acidentes ou
vazamento durante os processos de armazenamento de matéria prima, transporte e produção. Os danos
ambientais são comumente irreversíveis ou de difícil reparação, e representa uma grave ameaça a saúde
pública.
A atividade de comércio varejista (postos de gasolina) está submetida à legislação ambiental
desde a Lei Federal nº 6938/81, regulamentada pelo Decreto Federal nº99274/90, visto que
comprovadamente é uma atividade potencialmente poluidora pela armazenagem de combustíveis
(produtos perigosos). O Licenciamento Ambiental dos postos revendedores de combustíveis tem sua
base legal fundamentada, principalmente na Resolução do CONAMA 273/00. Já a competência estadual
é estabelecida pela FEPAM – Fundação Estadual de Proteção Ambiental – instituição responsável pelo
licenciamento ambiental de empreendimentos potencial ou efetivamente poluidores, visando coordenar
o equilíbrio ecológico no Estado do Rio Grande do Sul, sendo vinculada a Secretaria Estadual do Meio
Ambiente – SMA, órgão que autoriza licenças prévias. Na esfera municipal temos a Lei Complementar
nº 521/05 a qual dispõe sobre a atividade varejista de produtos perigosos no município de Porto Alegre,
e em Canoas se conta com a Lei 4864/03.
Uma forma que pode trazer uma maior segurança para a vida útil destes tanques seria a utilização
da proteção catódica, que é uma técnica que reduz ou elimina a corrosão no aço, tornando-o catódico.
Segundo Gentil (1996) é um método de controle de corrosão sendo empregada cada vez mais no Brasil,
168
para combater a corrosão das instalações metálicas enterradas, submersas e em contato com eletrólitos.
A proteção catódica é um método de combate à corrosão que consiste no desenvolvimento de uma pilha
galvânica, entre o material a ser protegido e um ânodo, normalmente zinco, que ao desenvolver uma
diferença de potencial, o consegue numa gama de valores, onde o aço não é corroído. É empregado para
resguardar estruturas enterradas ou submersas tais como dutos, tanques, pés-de-torre, navios e
plataformas. Existem dois tipos de proteção catódica sendo elas por ânodo de sacrifício e por corrente.
No Brasil, o emprego da proteção catódica, em escala industrial, data da década de 60, com o
desenvolvimento da Petrobras, para proteção dos seus oleodutos submarinos e instalações portuárias,
estendendo-se depois às instalações terrestres.
CONSIDERAÇÕES FINAIS
Com base no referencial teórico e nas coletas de dados realizadas informalmente nos postos de
combustíveis, se espera fazer um levantamento das características destes postos, através da aplicação de
um questionário, se espera constatar nos postos de combustíveis, por amostragem, a origem dos tanques,
a idade, a realização e a periodicidade da manutenção destes, se já houve vazamento ou não, as medidas
de segurança e o uso de EPI’s no manuseio de combustível. Do ponto de vista legal, analisar a
aplicabilidade da legislação vigente e sua eficácia nas três esferas da federação, se é efetiva, ineficaz ou
se o problema maior está na fiscalização (ou na falta dela) e no posterior cumprimento das exigências
apontadas pelos fiscais.
REFERÊNCIAS
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Disponível
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______. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução 273. Publicada em 29 de novembro de 2000.
Disponível em: <http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res00/res27300.html>. Acesso em: 20 jun.
2013
______. Lei nº 6.938, de 31 de agosto de 1981. Dispõe sobre a Política Nacional do Meio Ambiente,
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______. Lei nº 9.478, de 6 de agosto de 1997. Dispõe sobre a política energética nacional, as atividades
relativas ao monopólio do petróleo, institui o Conselho Nacional de Política Energética e a Agência
Nacional do Petróleo e dá outras providências. Diário Oficial da União, Brasília, DF, 6 de agosto de
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Canoas,
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3-disciplina-a-instalacao-de-postos-de-abastecimento-de-combustiveis-e-servicos-para-veiculos-autom
otores-no-municipio-de-canoas-e-da-outras-providencias-2012-01-02.html?wordkeytxt=4864> Acesso
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