IMPACTO DA ATIVIDADE DE DESTRUIÇÃO DE MUNIÇÃO NA …

IMPACTO DA ATIVIDADE DE DESTRUIÇÃO DE MUNIÇÃO NA VEGETAÇÃO

CIRCUNDANTE – ESTUDO DE CASO PARA METAIS PESADOS

Rafael Borba Lopes Xavier

Dissertação de mestrado apresentada ao

Programa de Pós-graduação em Engenharia

Civil, COPPE, da Universidade Federal do Rio

de Janeiro, como parte dos requisitos

necessários à obtenção do título de Mestre em

Engenharia Civil.

Orientadora: Maria Claudia Barbosa

Rio de Janeiro

Setembro de 2012




DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO

LUIZ COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA (COPPE)

DA UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS

REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM

CIÊNCIAS EM ENGENHARIA CIVIL.

Examinada por:

RIO DE JANEIRO, RJ – BRASIL

SETEMBRO DE 2012

iii

Xavier, Rafael Borba Lopes

Impacto da Atividade de Destruição de Munição na

Vegetação Circundante – Estudo de Caso para Metais

Pesados/ Rafael Borba Lopes Xavier. – Rio de Janeiro:

UFRJ/COPPE, 2012.

XX, 185 p.: il.; 29,7 cm.


Dissertação (mestrado) – UFRJ/ COPPE/ Programa

de Engenharia Civil, 2012.

Referências Bibliográficas: p. 134 -150.

1. Vegetação. 2. Metal Pesado. 3. Destruição de

Munição. I. Barbosa, Maria Claudia. II. Universidade

Federal do Rio de Janeiro, COPPE, Programa de

Engenharia Civil. III. Título.

iv

DEDICATÓRIA

Dedico esta dissertação de mestrado aos meus pais, Vladimir Xavier dos

Santos (in memoriam) e Maria Isilda Lopes Xavier, aos quais devo tudo em minha

vida.

“Todo mundo é um gênio, mas se você julgar um peixe por sua capacidade de subir em árvores, ele viverá sua vida inteira acreditando que é um estúpido.”

Albert Einstein

v

AGRADECIMENTOS

Agradeço a minha orientadora, Maria Claudia Barbosa, pela atenção

incondicional, dedicação e horas despendidas em discussões e orientação dirigida em

propósito do enriquecimento da dissertação. Além disto, deixo aqui um agradecimento

especial por ter-me acolhido como orientado e ter acreditado em meu potencial;

demasiadamente grato!

Ao pesquisador da EMBRAPA Solos, Sílvio Roberto de Lucena Tavares, pela

atenção, orientação, suporte para o experimento de campo e pela ajuda tanto

profissional como pessoal, enriquecendo-me como ser humano e profissional por ser

uma pessoa de caráter idôneo e filantropo.

A minha irmã, Roberta Borba Lopes Xavier, por ter me cativado a fazer esta

especialização strictu sensu, mestrado.

Aos professores do PEC/COPPE/UFRJ, em especial a Otto Corrêa Rotunno

Filho, pelo incentivo e transmissão de conhecimentos.

À EMBRAPA e a todos os seus funcionários que contribuíram de alguma

maneira para o desenvolvimento deste estudo científico, em especial para Adoildo da

Silva Melo, Andrea Matos dos Santos e Guilherme Montandon Chaer.

Ao IME pelo suporte financeiro e oportunidade de fazer parte da realização da

pesquisa em conjunto com a COPPE/UFRJ, em especial para Maria Esther Soares

Marques.

Ao Programa de Engenharia Civil da COPPE/UFRJ pela oportunidade de

aperfeiçoamento e crescimento profissional e aos técnicos do Laboratório de

Geotecnia da COPPE/UFRJ Carlinhos e Tuninho.

A CAPES pelo suporte financeiro e realização do presente trabalho científico

através do projeto de Sistema de Gestão Ambiental para Atividades Militares.

A todos que por ventura não coloquei ou esqueci de mencionar, que de alguma

forma colaboraram para esta pesquisa e conquista pessoal. Muito obrigado!

vi

Resumo da Dissertação apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos

necessários para a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M.Sc.)




Setembro/2012


Programa: Engenharia Civil

Este estudo objetivou avaliar o nível de poluição por metais pesados no solo e

vegetação circundante de uma área militar de destruição de munições inservíveis.

Procurou-se avaliar a vegetação como indicadora de poluição do meio ambiente, a

variabilidade espacial dos metais na área e as correlações entre os metais presentes

no solo e os absorvidos pelas plantas. Para isto, foi criada uma grade amostral de

pontos em função da rosa dos ventos, através de transectos lineares e unidades

amostrais em forma de círculo, mimetizando o efeito da onda de choque ocasionada

pelas detonações. Os resultados mostraram que a região está contaminada pelos

metais pesados cádmio, cobre e chumbo no solo e apresenta toxicidade pelos

elementos manganês, cromo, zinco, cádmio, cobre e chumbo na vegetação. A

vegetação mostrou ser uma boa indicadora de poluição ambiental e os coeficientes de

correlação entre solo e vegetação revelaram que os metais níquel, cromo, zinco, cobre

e chumbo possuem relação direta entre a contaminação do sítio com a fonte de

poluição da área. Ainda, os mapas de variabilidade espacial da poluição por metais na

região, associados ao quantitativo total de metais presentes no solo e na vegetação

por transecto linear, indicaram forte relação entre a dispersão atmosférica da frente de

contaminação com a topografia e o regime dos ventos da área. Investigações

anteriores evidenciaram o mesmo diagnóstico encontrado por este estudo no que

tange ao solo da região, sendo que a investigação feita na vegetação é a primeira

realizada neste sítio.

vii

Abstract of Dissertation presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the

requirements for the degree of Master of Science (M.Sc.)

IMPACT OF THE ACTIVITY OF DESTRUCTION OF AMMUNITION IN

SURROUNDING VEGETATION – CASE STUDY FOR HEAVY METALS


September/2012

Advisor: Maria Claudia Barbosa

Department: Civil Engineering

This study aimed to evaluate the level of heavy metal pollution in soil and

surrounding vegetation at a military site used for ammunition destruction. Specific

objectives were to assess vegetation as a possible indicator of environmental pollution,

the spatial variability of metals in the area and correlations between metals present in

soil and absorbed by plants. For that purpose, a grid of sampling points was created

based on cardinal directions, using linear transects and circular sampling units,

following the effect of shock waves caused by the detonations. Results showed that the

site is contaminated by the heavy metals cadmium, copper and lead in soil and that the

vegetation showed toxicity by the elements manganese, chromium, zinc, cadmium,

copper and lead. The vegetation proved to be a good indicator of environmental

pollution. Correlation coefficients between soil and vegetation revealed a direct

relationship between nickel, chromium, zinc, copper and lead site contamination and

the local source of pollution. Besides, maps of spatial variability of metal contamination

in the study area, related to the total amount of trace elements found in soil and

vegetation per linear transect, indicates a strong relationship between atmospheric

dispersion of the pollutants and local topography, as well as with the orientation of

winds at the site. Previous studies showed similar results regarding soil contamination

but the vegetation site was investigated for the first time.

viii

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO ...................................................................................................... 1

1.1. CONSIDERAÇÕES INICIAIS ................................................................................... 1

1.2. OBJETIVOS DA DISSERTAÇÃO ............................................................................ 3

1.3. DESCRIÇÃO DOS CAPÍTULOS .............................................................................. 4

2. FUNDAMENTOS E REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .................................................. 6

2.1. ATIVIDADE DE DESTRUIÇÃO DE MUNIÇÃO E IMPACTOS AMBIENTAIS

ASSOCIADOS ........................................................................................................................ 6

2.1.1. Técnicas Usadas na Destruição de Explosivos e Munições Inservíveis ... 8

2.1.2. Metais Pesados ................................................................................................ 12

2.2. VEGETAÇÃO COMO BIOINDICADORA DE POLUIÇÃO AMBIENTAL ......... 36

2.3. INVESTIGAÇÕES PRELIMINARES NA ÁREA DE ESTUDO .......................... 42

3. MATERIAIS E MÉTODOS ................................................................................... 48

3.1. ESTRUTURA DA INVESTIGAÇÃO ....................................................................... 48

3.2. ESTUDO DE CAMPO .............................................................................................. 49

3.3. ANÁLISES DE LABORATÓRIO ............................................................................. 53

3.3.1. Análises Físicas e Químicas do Solo ............................................................ 53

3.3.2. Extração dos Metais Pesados no Solo e na Vegetação ............................ 56

3.3.3. Análise Estatística dos Dados ........................................................................ 59

4. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO .................................................... 62

4.1. ASPECTOS GERAIS ............................................................................................... 62

4.2. SOLO .......................................................................................................................... 64

4.2.1. Caracterização Física ...................................................................................... 64

4.2.2. Caracterização Química .................................................................................. 67

4.3. VEGETAÇÃO ............................................................................................................ 74

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO ........................................................................... 77

5.1. ANÁLISE DOS DADOS OBTIDOS ........................................................................ 77

5.1.1. Solo do Sítio ...................................................................................................... 77

ix

5.1.2. Vegetação Circundante ................................................................................... 82

5.1.3. Correlação entre Solo e Vegetação............................................................... 89

5.2. ANÁLISE DE REGRESSÃO DOS METAIS ......................................................... 92

5.3. ANÁLISE DA VARIABILIDADE ESPACIAL DOS METAIS .............................. 105

5.4. ANÁLISE DA CONCENTRAÇÃO DOS METAIS POR TRANSECTO ........... 122

6. CONCLUSÕES E SUGESTÕES PARA PESQUISAS FUTURAS ..................... 130

6.1. CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS ................................................. 130

6.2. SUGESTÕES PARA PESQUISAS FUTURAS .................................................. 132

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ......................................................................... 134

APÊNDICE 1 ............................................................................................................ 151

APÊNDICE 2 ............................................................................................................ 161

x

LISTA DE FIGURAS

Figura 1.1: Destruição a céu aberto e diretamente no solo (Fonte: BRUM, 2010). ....... 2

Figura 2.1: Técnica de detonação a céu aberto (Fonte: BRUM, 2010). ......................... 10

Figura 2.2: Técnica de queima a céu aberto. ..................................................................... 11

Figura 2.3: Munição não destruída na detonação.............................................................. 18

Figura 2.4: Processos de interação entre as fases sólida e líquida do solo (Fonte:

GUILHERME et al., 2005). ...................................................................................................... 19

Figura 2.5: Transporte nas espécies vegetais através do xilema e do floema (Fonte:

RAVEN et al., 1996). ................................................................................................................ 25

Figura 2.6: Área central de destruição dos explosivos e munições inservíveis. ........... 27

Figura 2.7: Modelo de resposta das espécies vegetais ao aumento de concentração

de metais pesados no solo (Fonte: MCGRATH et al., 2000). ........................................... 38

Figura 2.8: Pontos de amostragem de solo na área de destruição (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008). .................................................................................................................. 43

Figura 2.9: Correlação dos pontos de amostragem com a área central de destruição

(Fonte: SILVA, 2010). .............................................................................................................. 44

Figura 2.10: Variabilidade espacial do cádmio na área de estudo (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008). .................................................................................................................. 45

Figura 2.11: Variabilidade espacial do cobre na área de estudo (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008). .................................................................................................................. 45

Figura 2.12: Variabilidade espacial do chumbo na área de estudo (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008). .................................................................................................................. 46

Figura 3.1: Estrutura organizacional das atividades realizadas no experimento. ......... 49

Figura 3.2: Marco zero na área central de destruição. ...................................................... 50

Figura 3.3: Modelo de grade de campo adotado na área de estudo. ............................. 51

Figura 3.4: Fotômetro de chama utilizado nas determinações iônicas........................... 55

Figura 3.5: Forno de micro-ondas usado na digestão em sistema fechado. ................. 57

Figura 3.6: Espectrômetro de emissão atômica com plasma induzido – ICP/OES. ..... 58

Figura 4.1: Área de destruição de munição via satélite (Fonte: Google Earth, 2011). 63

xi

Figura 4.2: Relevo da região central de destruição de munição. .................................... 63

Figura 4.3: Caracterização física do solo na profundidade de 0-20 cm. ........................ 65

Figura 4.4: Caracterização física do solo na profundidade de 20-40 cm. ...................... 66

Figura 4.5: Análise de regressão do pH na profundidade do solo de 0-20 cm. ............ 70

Figura 4.6: Análise de regressão do pH na profundidade do solo de 20-40 cm. .......... 71

Figura 4.7: Análise de regressão da CTC na profundidade do solo de 0-20 cm. ......... 72

Figura 4.8: Análise de regressão da CTC na profundidade do solo de 20-40 cm. ....... 73

Figura 4.9: Mapa da ecorregião e limites da Mata Atlântica via satélite (Fonte: NASA,

2012). ......................................................................................................................................... 74

Figura 4.10: Vegetação e formação florestal da área de estudo. .................................... 75

Figura 4.11: Ecótono ecológico da flora na área de estudo. ............................................ 76

Figura 5.1: Análise de regressão das médias do metal chumbo no solo, 0-20 cm. ..... 93

Figura 5.2: Análise de regressão das médias do metal chumbo no solo, 20-40 cm. ... 93

Figura 5.3: Análise de regressão das médias do metal chumbo na vegetação. ........... 93

Figura 5.4: Análise de regressão das médias do metal cobre no solo, 0-20 cm. ......... 94

Figura 5.5: Análise de regressão das médias do metal cobre no solo, 20-40 cm. ....... 94

Figura 5.6: Análise de regressão das médias do metal cobre na vegetação. ............... 95

Figura 5.7: Análise de regressão das médias do metal cádmio no solo, 0-20 cm. ...... 95

Figura 5.8: Análise de regressão das médias do metal cádmio no solo, 20-40 cm. .... 96

Figura 5.9: Análise de regressão das médias do metal cádmio na vegetação. ............ 96

Figura 5.10: Análise de regressão das médias do metal zinco no solo, 0-20 cm. ........ 97

Figura 5.11: Análise de regressão das médias do metal zinco no solo, 20-40 cm. ...... 97

Figura 5.12: Análise de regressão das médias do metal zinco na vegetação. ............. 98

Figura 5.13: Análise de regressão das médias do metal cromo no solo, 0-20 cm. ...... 98

Figura 5.14: Análise de regressão das médias do metal cromo no solo, 20-40 cm. .... 99

Figura 5.15: Análise de regressão das médias do metal cromo na vegetação. ............ 99

Figura 5.16: Análise de regressão das médias do metal níquel no solo, 0-20 cm. .... 100

Figura 5.17: Análise de regressão das médias do metal níquel no solo, 20-40 cm. .. 100

xii

Figura 5.18: Análise de regressão das médias do metal níquel na vegetação. .......... 100

Figura 5.19: Análise de regressão das médias do metal manganês no solo, 0-20 cm.

................................................................................................................................................... 101


................................................................................................................................................... 101

Figura 5.21: Análise de regressão das médias do metal manganês na vegetação. .. 101

Figura 5.22: Análise de regressão das médias do metal ferro no solo, 0-20 cm. ....... 102

Figura 5.23: Análise de regressão das médias do metal ferro no solo, 20-40 cm. ..... 102

Figura 5.24: Análise de regressão das médias do metal ferro na vegetação. ............ 103

Figura 5.25: Variabilidade espacial do metal chumbo no solo, 0-20 cm. ..................... 109

Figura 5.26: Variabilidade espacial do metal chumbo no solo, 20-40 cm. ................... 110

Figura 5.27: Variabilidade espacial do metal chumbo na vegetação. ........................... 110

Figura 5.28: Variabilidade espacial do metal cobre no solo, 0-20 cm. ......................... 112

Figura 5.29: Variabilidade espacial do metal cobre no solo, 20-40 cm. ....................... 112

Figura 5.30: Variabilidade espacial do metal cobre na vegetação. ............................... 113

Figura 5.31: Variabilidade espacial do metal cádmio no solo, 0-20 cm. ...................... 114

Figura 5.32: Variabilidade espacial do metal cádmio no solo, 20-40 cm. .................... 115

Figura 5.33: Variabilidade espacial do metal cádmio na vegetação. ............................ 115

Figura 5.34: Variabilidade espacial do metal zinco na vegetação................................. 117

Figura 5.35: Variabilidade espacial do metal cromo na vegetação. .............................. 118

Figura 5.36: Variabilidade espacial do metal níquel na vegetação. .............................. 119

Figura 5.37: Variabilidade espacial do metal manganês na vegetação. ...................... 120

Figura 5.38: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de

contaminação por transecto no solo, 0-20 cm. .................................................................. 123


contaminação por transecto no solo, 20-40 cm. ................................................................ 124


contaminação por transecto na vegetação. ....................................................................... 126

xiii

Figura A.1.1: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o pH

do solo. ..................................................................................................................................... 159

Figura A.1.2: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para a CTC

do solo. ..................................................................................................................................... 160

Figura A.2.1: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal chumbo

na profundidade do solo de 0-20 cm. .................................................................................. 168


na profundidade do solo de 20-40 cm. ................................................................................ 169

Figura A.2.3: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal cobre na

profundidade do solo de 0-20 cm. ....................................................................................... 169


profundidade do solo de 20-40 cm. ..................................................................................... 170

Figura A.2.5: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal cádmio na

profundidade do solo de 0-20 cm. ....................................................................................... 170


profundidade do solo de 20-40 cm. ..................................................................................... 171


na vegetação. .......................................................................................................................... 171


vegetação. ............................................................................................................................... 172


vegetação. ............................................................................................................................... 172

Figura A.2.10: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal zinco na

vegetação. ............................................................................................................................... 173

Figura A.2.11: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal cromo

na vegetação. .......................................................................................................................... 173

Figura A.2.12: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal níquel

na vegetação. .......................................................................................................................... 174

Figura A.2.13: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal

manganês na vegetação. ...................................................................................................... 174

Figura A.2.14: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o

metal chumbo no solo. ........................................................................................................... 175

xiv


metal cobre no solo. ............................................................................................................... 176


metal cádmio no solo. ............................................................................................................ 177


metal zinco no solo. ............................................................................................................... 178


metal cromo no solo. .............................................................................................................. 179


metal níquel no solo. .............................................................................................................. 180


metal manganês no solo. ...................................................................................................... 181

Figura A.2.21: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal

ferro no solo. ........................................................................................................................... 182


chumbo na vegetação. .......................................................................................................... 182


cobre na vegetação. ............................................................................................................... 183


cádmio na vegetação. ............................................................................................................ 183


zinco na vegetação. ............................................................................................................... 184


cromo na vegetação. ............................................................................................................. 184


níquel na vegetação. .............................................................................................................. 185


ferro na vegetação. ................................................................................................................ 185

xv

LISTA DE TABELAS

Tabela 2.1: Resumo dos principais elementos químicos presentes nas munições

(Fonte: BARBOSA & MARQUES, 2009). ............................................................................... 6

Tabela 2.2: Lista de alguns contaminantes oriundos da detonação de explosivos e

munições na área de estudo (Fonte: BRUM, 2010). .......................................................... 12

Tabela 2.3: Valores orientadores de Kabata-Pendias & Pendias para a vegetação

(Fonte: KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).................................................................. 16

Tabela 2.4: Valores orientadores de qualidade do solo quanto a metais pesados

(Fonte: CONAMA, 2009). ........................................................................................................ 35

Tabela 2.5: Classes de qualidade dos solos e ações de prevenção e controle (Fonte:

CONAMA, 2009). ...................................................................................................................... 36

Tabela 3.1: Comprimento de onda e limite de detecção dos metais no ICP/OES. ....... 58

Tabela 4.1: Análise granulométrica do solo na profundidade de 0-20 cm. .................... 64

Tabela 4.2: Análise granulométrica do solo na profundidade de 20-40 cm. .................. 65

Tabela 4.3: Valores médios de V na área de destruição. ................................................. 68

Tabela 4.4: Valores médios de pH na área de estudo. ..................................................... 70

Tabela 4.5: Classes de interpretação para a acidez ativa do solo - pH1 (Fonte:

EMBRAPA, 2006). .................................................................................................................... 70

Tabela 4.6: Valores médios de CTC1 na área de estudo. ................................................. 72

Tabela 4.7: Classes de interpretação para a CTC (Fonte: EMBRAPA, 2006). ............. 72

Tabela 5.1: Valores mínimos, máximos e médios obtidos para cada metal no solo da

área de destruição e suas respectivas localizações. .......................................................... 77

Tabela 5.2: Valores das médias dos metais analisados no solo por unidade amostral,

profundidade de 0-20 cm. ....................................................................................................... 78


profundidade de 20-40 cm. ..................................................................................................... 79

Tabela 5.4: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores dentro e

fora da faixa limite de detecção do ICP-OES para cada metal analisado para o solo. . 80

xvi

Tabela 5.5: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores

mensurados acima dos valores de referência da legislação vigente. .............................. 81

Tabela 5.6: Valores mínimos, máximos e médios obtidos para cada metal pesado na

vegetação circundante da área de destruição e suas respectivas localizações. ........... 83

Tabela 5.7: Valores das médias dos metais pesados analisados na vegetação

circundante por unidade amostral. ........................................................................................ 84

Tabela 5.8: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores dentro e

fora da faixa limite de detecção do ICP-OES para cada metal pesado estudado para a

vegetação. ................................................................................................................................. 85

Tabela 5.9: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores aferidos

acima dos valores orientadores para várias espécies da literatura de referência. ........ 86

Tabela 5.10: Coeficientes de correlação de Pearson entre as médias dos dados das

variáveis solo e vegetação, para cada metal estudado. .................................................... 90

Tabela 5.11: Parâmetros estimados dos semivariogramas para os metais que

apresentaram contaminação no solo. ................................................................................. 106

Tabela 5.12: Parâmetros estimados dos semivariogramas para os metais que

apresentaram contaminação na vegetação. ...................................................................... 107

Tabela 5.13: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de

contaminação por transecto linear no solo. ........................................................................ 123

Tabela 5.14: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de

contaminação por transecto linear na vegetação.............................................................. 125

Tabela 5.15: Resumo geral da contaminação no solo da área de estudo em função

dos metais analisados. .......................................................................................................... 128

Tabela 5.16: Resumo geral da contaminação na vegetação da área de estudo em

função dos metais analisados. ............................................................................................. 129

Tabela A.1.1: Valores da análise granulométrica nos pontos amostrais para a

profundidade do solo em 0-20 cm. ...................................................................................... 152

Tabela A.1.2: Valores da análise granulométrica nos pontos amostrais para a

profundidade do solo em 20-40 cm. .................................................................................... 153

Tabela A.1.3: Valores dos parâmetros de fertilidade nos pontos amostrais para a

profundidade do solo em 0-20 cm. ...................................................................................... 155

xvii

Tabela A.1.4: Valores dos parâmetros de fertilidade nos pontos amostrais para a

profundidade do solo em 20-40 cm. .................................................................................... 157

Tabela A.2.1: Valores da extração pseudototal dos metais pesados nos pontos

amostrais para a profundidade do solo em 0-20 cm. ....................................................... 162


amostrais para a profundidade do solo em 20-40 cm. ..................................................... 163


amostrais para a vegetação. ................................................................................................ 165

xviii

LISTA DE ABREVIATURAS, SÍMBOLOS E SIGLAS

Al

APMAX

Alumínio

Área de Proteção Máxima

Ba

bar

Bário

Bária

C Carbono

C0 Efeito Pepita

CAPES Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior

Cd Cádmio

CETESB Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental do Estado

de São Paulo

cm Centímetros

cmolc

CNPS

Centimol de Carga

Centro Nacional de Pesquisa de Solo

CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente

Cr Cromo

CTC Capacidade de Troca Catiônica

Cu Cobre

dm Decímetros

EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisas Agropecuárias

Fe Ferro

g Grama

ICP-OES Espectrômetro de Emissão Atômica com Plasma Induzido

IME Instituto Militar de Engenharia

ISO International Organization for Standardization

K Potássio

Kg Kilograma

L

L

Leste

Litro

xix

Ln Logaritmo Natural

M Concentração Molar

m Metros

mg

min

mL

Miligramas

Minuto

Mililitros

mm Milímetros

Mn

mol

Manganês

Molécula-grama

MVP Maior Valor Padrão

mVP Menor Valor Padrão

M. Zero Marco Zero

N Nitrogênio

N Norte

NASA National Aeronautics and Space Administration (EUA)

NE Nordeste

Ni Níquel

nm Nanometros

NO Noroeste

O Oeste

P.A. Ponto Amostral

Pb Chumbo

pH Potencial Hidrogeniônico

PNMA Política Nacional do Meio Ambiente

ppm Partes por Milhão

PUC-RJ Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro

R Coeficiente de Correlação

R2 Coeficiente de Determinação

S

s

Enxofre

Segundo

xx

S Sul

Sb Antimônio

SE Sudeste

SO Sudoeste

spp. Várias Espécies

TNT Trinitrotolueno

U.A. Unidade Amostral

UFRRJ Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro

USDA United States Department of Agriculture

USEPA United States Environmental Protection Agency

V Valor de Percentagem de Saturação de Bases

VI Valor de Investigação

Vmáx. Valor Máximo

Vmín. Valor Mínimo

VP Valor de Prevenção

Vref. Valor de Referência

VRQ

W

Valor de Referência de Qualidade

Watts

Zn Zinco

∆S Distância

%

°C

Porcentagem

Grau Celsius

1

1. INTRODUÇÃO

1.1. CONSIDERAÇÕES INICIAIS

Atualmente, em função do progresso científico, econômico, social e tecnológico

da sociedade, caracterizado por um descaso inicial com relação ao meio ambiente e

por uma economia cada vez mais globalizada e em constantes transformações

técnico-científicas, a poluição do meio ambiente e sua degradação contínua e

progressiva se tornou uma temática contemporânea preocupante. Atividades

agrícolas, industriais e militares são atores deste quadro e possuem grande parcela de

culpa neste problemático panorama.

No que diz respeito às atividades militares, as Forças Armadas praticam

determinadas ações de operação e logística fundamentais à soberania nacional. As

operacionais relacionam-se ao propósito principal da Força, as quais compreendem

treinamentos de tiro, fogos de artilharia e deslocamentos estratégicos, a pé e por meio

de veículos, na área de combate, dentre outras. Já as logísticas dão suporte técnico e

inteligível às operacionais. Considerando a sofisticação tecnológica e a complexidade

de uma operação militar nos dias de hoje, não é de se estranhar a diversidade de

atividades necessárias ao êxito de uma missão. Estas atividades muitas vezes

demandam o emprego de agentes físicos, químicos e biológicos, representando tanto

um risco para o militar que os manipula quanto para o ambiente que os cerca (BRUM,

2010). Dentre estas atividades, encontra-se a de destruição de munições inservíveis.

Neste contexto, existem inúmeras áreas contaminadas ao redor do mundo, das quais

boa parte apresenta problemas de metais pesados. Estes contaminantes persistem no

meio ambiente e representam uma ameaça à saúde dos seres humanos e dos

ecossistemas (FLOKSTRA et al., 2008; JENKINS et al., 2003).

Por força constitucional, conforme o caput do artigo 142 da Constituição

Federal, as Forças Armadas são instituições nacionais permanentes e regulares e

destinam-se à defesa da Pátria, à garantia dos poderes constitucionais e da lei e da

ordem. Neste sentido, embora o uso de explosivos nas áreas militares possa resultar

em uma contaminação do meio ambiente, testes e treinamentos com armas

convencionais são necessários para manter a prontidão de combate das Forças

Armadas (THIBOUTOT et al., 2002). Portanto, se por um lado a prontidão das Forças

Armadas é uma necessidade para a garantia e manutenção da soberania nacional, por

outro lado as consequências residuais deste instituto constitucional, sem a utilização

2

de todas as precauções necessárias, são a possibilidade eminente de contaminação

dos sítios militares tanto por poluentes inorgânicos como por orgânicos.

Conforme dispõe o caput do artigo 25 da Lei Federal 11.706/2008, as armas de

fogo apreendidas, quando não mais interessam à persecução penal, são

encaminhadas para a destruição ou doação aos órgãos de segurança pública ou às

Forças Armadas. Neste contexto, as Forças Armadas são responsáveis, por

competência legal, pela destruição das armas apreendidas, além das de uso exclusivo

e próprio para as suas atividades e treinamento. Esses materiais, quando por ordem

judicial ou por estarem com o prazo de validade expirado, são estocados em locais

específicos, como, por exemplo, depósitos e paióis, para a sua posterior destruição. O

principal problema mensurado neste estudo advém da destruição de munições

inservíveis, onde, ainda hoje, adota-se a destruição diretamente no solo (Figura 1.1),

de acordo com os manuais técnicos T9 e 105 (BRUM, 2010). O descarte de munições

no meio ambiente tem ocasionado contaminação no solo, vegetação e águas

superficiais e subterrâneas, principalmente por metais pesados. No âmbito da

destruição de munições e explosivos inservíveis, resíduos no solo são tipicamente

presentes nas áreas onde as munições foram submetidas a uma detonação parcial e

onde os explosivos não detonados foram explodidos (HEWITT et al., 2007).

Figura 1.1: Destruição a céu aberto e diretamente no solo (Fonte: BRUM, 2010).

Trata-se de um assunto relativamente novo, tanto em âmbito nacional como

internacional, para o qual se pretende desenvolver um sistema de gestão ambiental

específico para as situações encontradas nos sítios militares e suas peculiaridades.

Isto vai ao encontro da crescente preocupação dos órgãos ambientais e dos

responsáveis pela disposição e descarte de resíduos militares perigosos, em função

3

dos riscos associados a esta atividade singular. O assunto abordado e seu

desenvolvimento e progresso como pesquisa e projeto possui vital importância, já que

não existe no ordenamento jurídico brasileiro qualquer programa de remediação de

áreas degradadas de uso exclusivamente militar e, ainda, não há relatos ou registros

sobre licenciamento ambiental de áreas militares.

O presente estudo é parte integrante do projeto de pesquisa denominado

“Sistema de Gestão Ambiental para Atividades Militares”, o qual é coordenado pelo

Instituto Militar de Engenharia - IME, tendo parceria com a COPPE/UFRJ e

financiamento da CAPES. Tendo como base normativa a ISO 14001, o projeto é

composto por diferentes atividades e procura identificar parâmetros indicadores nas

diversas atividades militares e seus impactos ambientais negativos. Num posterior

momento, o referido projeto pretende desenvolver metodologias para a investigação e

remediação dos sítios impactados por estas atividades. Essas metodologias levarão

em consideração as características específicas de cada atividade e gerarão normas e

procedimentos de operação a serem aplicadas em todo território militar nacional. Em

andamento desde 2009, o projeto pretende obter um panorama dos possíveis

impactos ambientais associados à atividade de destruição de munição.

Dentre os estudos em andamento pelo projeto, já foram realizadas duas séries

de investigações de um sítio de destruição de munições inservíveis, as quais visaram

à proposição de um procedimento de destruição mais adequado e de menor impacto

ambiental e a obtenção de informações para a criação de um modelo de remediação

da área impactada. O estudo aqui proposto representa mais um avanço com relação

tanto à investigação quanto à proposta de remediação e controle dos impactos

relacionados à atividade de destruição de explosivos e munições inservíveis, já que,

como a própria constituição brasileira prevê no caput de seu artigo 225, “Todos têm

direito ao meio ambiente ecologicamente equilibrado, bem de uso comum do povo e

essencial à sadia qualidade de vida, impondo-se ao poder público e à coletividade o

dever de defendê-lo e preservá-lo para as presentes e futuras gerações.”.

1.2. OBJETIVOS DA DISSERTAÇÃO

Este estudo tem como objetivo geral analisar e caracterizar os possíveis

impactos ambientais ocasionados pela atividade de destruição de munição no solo e

na vegetação circundante a área central de destruição do sítio estudado, em

decorrência do espalhamento atmosférico das partículas metálicas residuais oriundas

dos explosivos e munições detonados na região. A caracterização e análise dos

impactos locais se delimitam a um raio de abrangência de 225 m com relação ao

4

epicentro das detonações. Como objetivos específicos, a constatação que a atividade

de destruição de munição se caracteriza como uma fonte antrópica de contaminação

do meio ambiente circundante, com impactos associados tanto ao solo como a

vegetação da área; a avaliação das espécies vegetais da flora local como

bioindicadoras de poluição atmosférico-ambiental; determinar quais metais pesados

presentes na composição dos explosivos e munições inservíveis e detonados

apresentam relação com a poluição da região; analisar a tendência do nível de

concentração dos metais no solo e na vegetação em função do aumento da distância

com relação ao epicentro das detonações; analisar a variabilidade espacial dos metais

pesados em decorrência do espalhamento atmosférico das partículas metálicas

residuais advindas das detonações; e aferir e caracterizar o alcance atmosférico dos

diferentes metais analisados em função do raio de abrangência delineado para este

experimento. Com isto, pretende-se, como propósito maior, contribuir para o

entendimento científico e caracterização dos possíveis impactos ambientais

associados à atividade de destruição de munição, servindo de base e fonte para a

construção e propositura de um modelo-padrão das normas de operação e de

medidas de remediação e controle na área estudada e, por conseguinte, a posterior

extrapolação, implantação e ajuste em áreas militares em todo território brasileiro, com

semelhantes situações e consequências ambientais características da atividade acima

referida.

1.3. DESCRIÇÃO DOS CAPÍTULOS

O segundo capítulo apresenta uma revisão bibliográfica dos assuntos

correlacionados à atividade de destruição de explosivos e munições inservíveis,

visando propiciar um referencial teórico fundamental ao entendimento do tema.

Aborda-se a atividade em si; as técnicas usadas na destruição destes armamentos

inservíveis; o contaminante ambiental oriundo desta atividade, suas correlações com o

solo e a vegetação e literaturas correlatas, com enfoque nos metais pesados; a

vegetação como bioindicadora de poluição ambiental; e um breve resumo das

investigações preliminares realizadas na área de estudo.

O terceiro capítulo aborda as metodologias e os materiais utilizados para a

mensuração dos resultados pretendidos e propostos por este estudo. Apresenta-se a

estrutura e organização do experimento em campo e como o mesmo foi realizado; as

análises de laboratório realizadas nas amostras coletadas na área de estudo; e as

análises estatísticas realizadas com os resultados obtidos e os programas

computacionais utilizados para este fim.

5

O quarto capítulo demonstra a caracterização da área de estudo por meio de

fontes de literatura e através de alguns resultados mensurados com a finalidade de

caracterizar o solo e a vegetação da região, a exemplo do pH e da CTC do solo da

área. Apresenta-se um panorama geral, abordando-se aspectos gerais como o clima e

a velocidade e direção dos ventos da região; caracterização físico-química do solo; e a

caracterização da vegetação do entorno da área central de destruição.

O quinto capítulo mostra os resultados do experimento e discussões

associadas, para cada metal analisado, tanto para o solo quanto para a vegetação da

área de estudo. Os metais pesados analisados foram estruturados na seguinte ordem:

chumbo, cobre, cádmio, zinco, cromo, níquel, manganês e ferro. Mostram-se as

análises dos dados em si e a correlação entre estes dados com relação às variáveis

solo e vegetação; análises de regressão para averiguar a tendência do nível de

concentração dos metais estudados em função do distanciamento da área central de

destruição; e análises de variabilidade espacial dos metais pesados, com o propósito

de se obter um panorama espaço-amostral do cenário ocasionado pela dispersão

atmosférica destes elementos em função da atividade de destruição de munição na

região. Apresenta-se, ainda, um estudo correlacionando os transectos lineares que

apresentaram maiores teores de metais em função do somatório das concentrações

obtidas dos oito metais estudados e a relação com a predominância dos ventos e a

topografia da região.

O sexto capítulo apresenta as conclusões aferidas em função dos resultados

obtidos para o conjunto de oito metais estudados e sugestões para pesquisas futuras.

No final desta dissertação de mestrado são listadas as respectivas referências

bibliográficas e anexos correlatos ao estudo realizado.

6

2. FUNDAMENTOS E REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1. ATIVIDADE DE DESTRUIÇÃO DE MUNIÇÃO E IMPACTOS

AMBIENTAIS ASSOCIADOS

Atualmente, em todo o mundo, sítios contaminados não são mais percebidos

em termos de poucos incidentes severos, mas como problema infraestrutural de ampla

difusão, variando de intensidade e significância (FERGUSON, 1999). Não obstante a

isto, existe uma ascendente preocupação no que concerne a disposição e descarte de

resíduos militares perigosos em função dos riscos em potencial ao meio ambiente

como um todo. De acordo com BRICKA et al. (1993), as práticas militares têm

conduzido a contaminações por metais pesados sob a forma de solos contaminados e

águas superficiais e subterrâneas poluídas. Atividades típicas como operações de

treinamento de tiro produziram solos contaminados com discretos fragmentos

metálicos ou manchas metálicas sobre as partículas do solo. Outra atividade típica é a

destruição de explosivos e munições inservíveis, a qual se caracteriza como um

procedimento operacional adotado pelas Forças Armadas que consiste em uma

medida de segurança, sendo que esta destruição garante que as armas e a munição

descartadas não sejam desviadas para grupos criminosos, além de diminuir a

possibilidade de acidentes, já que quanto mais velho o material, maior risco existe em

função da instabilidade química daquilo que está armazenado (GUEDES, 2009).

Entretanto, esta atividade é responsável por impactos ambientais em potencial ao

ecossistema da região, já que, no momento da detonação dos explosivos e das

munições inservíveis, os metais presentes na constituição destes são estilhaçados e

distribuídos na superfície do solo por meio da força de impacto da explosão e da

atmosfera. De acordo com BARBOSA & MARQUES (2009), os principais elementos

químicos presentes na composição das munições são (Tabela 2.1):

Tabela 2.1: Resumo dos principais elementos químicos presentes nas munições (Fonte:

BARBOSA & MARQUES, 2009).

Espoletas Pb, N, Sb, Ba, Al, C, S, Ni, Mn, Fe, Cr, Cd e K.

Estojos Cu, Zn, Fe, C e Cr.

Projéteis Pb, Cu, Sb, Zn, C, Fe, Cr e Ni.

7

Segundo LAURITZEN et al. (2006), a disposição de explosivos e munições é

um grande problema em muitos países, sendo que pouco se sabe sobre os

procedimentos realizados na destruição de munição (GUEDES, 2009). A destruição

consiste no enterramento dos materiais a serem descartados em uma trincheira sob o

solo, na qual são adicionados detonadores programados para serem acionados à

distância, destruindo, assim, os explosivos e munições empilhados, sendo este

procedimento feito a céu aberto. De acordo com a USEPA (1997), a liberação de

resíduos ou produtos de reação gerados pelos resíduos ocorre quando substâncias

perigosas entram no ambiente, incluindo todos os meios: ar, solo (superficial ou

estratos subsuperficiais), água superficial e águas subterrâneas (incluindo o

suprimento de água potável). Assim sendo, estes resíduos são considerados

perigosos por representarem um perigo potencial para a saúde do homem e dos

ecossistemas devido à sua natureza e quantidade, requerendo técnicas de manejo

especiais (ENVIRONMENT CANADA, 1999).

A gravidade de um determinado cenário de contaminação irá depender de

alguns fatores básicos. Primeiro, é preciso que haja a disponibilização do

contaminante para o meio ambiente. Havendo a disponibilização do contaminante, é

interessante que se conheçam os possíveis caminhos a serem percorridos pelo

mesmo, a intensidade e o espalhamento da contaminação. Desempenham um papel

fundamental na busca de respostas para estas questões as condições

hidrogeológicas, as características das camadas de solo e as condições geotécnicas

do local, assim como características do próprio contaminante (MACHADO et al.,

2004). A migração dos poluentes é influenciada por vários fatores, os quais

determinam uma maior, menor ou nenhuma movimentação deste no solo. O

movimento dos contaminantes não depende apenas do fluxo do fluido no qual estas

substâncias se dissolvem, mas também de mecanismos que por sua vez dependem

de processos físicos, químicos e biológicos aos quais estas substâncias são

submetidas (THOMÉ & KNOP, 2006).

No que tange às trajetórias potenciais de contaminação no ecossistema e

impacto ambiental associado, sob um ponto de vista antropocêntrico, a elevada

concentração de metais na água, sedimentos e organismos aumenta a vulnerabilidade

da saúde humana por meio da bioacumulação. Esta vulnerabilidade resulta na

contaminação por metais pesados através de duas rotas: beber água que passou por

tratamento inadequado, expondo a população à ingestão de metais em doses acima

dos valores toleráveis ou a ingestão através de alimentos contaminados, como, por

exemplo, o peixe (CHIBA et al., 2011). Os metais pesados, naturalmente presentes na

8

constituição de rochas e solos, têm se apresentado cada vez mais próximos da cadeia

alimentar dos animais e, em especial, da do homem. Uma vez nos solos, esses

elementos podem, sob determinadas circunstâncias, ser absorvidos pelas plantas, que

fazem parte da alimentação humana ou animal (FERNANDES et al., 2007).

Devido à fonte de poluição antrópica da região consistir na detonação de

explosivos e munições inservíveis, o principal meio de dispersão das partículas e

estilhaços metálicos residuais se dá pela atmosfera. A deposição atmosférica de

metais pesados contribui para a contaminação de todos os outros componentes da

atmosfera, a exemplo das águas, solos e vegetação. Além disto, as características

ambientais dos poluentes inorgânicos advindos do ar são: ampla dispersão e

transporte a longas distâncias; bioacumulação, mais frequentemente afetando a

composição química das plantas sem causar lesão facilmente visível; reação em

tecidos vivos por perturbar os processos metabólicos e por causar a redução da

entrada de luz solar nos tecidos das plantas; e resistência à desintoxicação

metabólica, entrando, portanto, na cadeia alimentar (KABATA-PENDIAS & PENDIAS,

2001). No momento em que um contaminante ou poluente atinge a superfície do solo,

ele pode ser adsorvido por suas partículas, pode contaminar a água que umidifica o

solo, acumular-se na forma gasosa nos vazios do solo, ser arrastado pelo vento ou

pelas águas do escoamento superficial ou lixiviado pelas águas de infiltração,

passando para as camadas inferiores e atingindo as águas subterrâneas. Uma vez

atingido as águas subterrâneas, os poluentes serão então carreados para outras

regiões, através do fluxo destas águas (CETESB, 2009 em BRITO et al., 2010). Neste

estudo, priorizaram-se os metais pesados, já que nas investigações preliminares

realizadas na área de estudo não se detectou presença de poluentes orgânicos no

solo da região.

2.1.1. Técnicas Usadas na Destruição de Explosivos e Munições

Inservíveis

No que tange à origem da contaminação, a região de estudo é utilizada como

local de disposição e descarte, sendo que nesta são executados procedimentos

operacionais relativos à atividade de destruição de munição. Variados tipos de

explosivos e munições de uso tanto militar como civil, os civis por meio de apreensões

através de ordens judiciais, têm sido destruídos na área desde 2004 (BRUM, 2010).

No intuito de se obter um melhor entendimento do material-fonte da contaminação

ambiental do local, caracterizar-se-á, de forma breve e resumida, o conceito de

explosivos e munições.

9

- Explosivo: É um conjunto de substâncias, às quais, combinadas de certa maneira,

desencadeiam reações químicas violentas e rápidas no intuito de produzir grande

quantidade de calor e energia concentrados em um reduzido lapso temporal. Os

explosivos geram grande quantidade de calor, energia e gases e se decompõem

relativamente de modo rápido e gradual. São extremamente sensíveis a choques

mecânicos e térmicos e destroem, quando de sua ignição e posterior explosão, o

material utilizado para seu confinamento. De acordo com a norma regulamentadora 19

da portaria 3.214/78, explosivos são substâncias capazes de rapidamente se

transformarem em gases, produzindo calor intenso e pressões elevadas. É um produto

altamente instável, extremamente perigoso e, devido suas propriedades químicas de

formação, possuem pouca toxicidade, no geral. Os explosivos contêm um combustível,

o qual é combinado com oxigênio e fazem seus danos principalmente por causa da

grande expansão do gás produzido, assim como pelo calor que resulta do processo da

queima. A natureza perigosa dos explosivos faz da segurança a principal consideração

quanto à sua destruição. Eles são, sem dúvida, mais perigosos quando de sua

deterioração, já que sua sensibilidade é normalmente aumentada (ALBRIGHT, 2008).

- Munição: É um conjunto de cartuchos disponíveis ou necessários para uma arma de

fogo ou uma determinada ação militar em que serão usados armamentos de combate.

O cartucho é onde ficam os projéteis específicos de determinado armamento de fogo.

Segundo Houaiss (2001), é um conjunto de balas, projéteis ou cartuchos usados nos

armamentos de guerra ou em ações armadas. É um artefato explosivo usado no

carregamento e disparo de uma arma, carregado com agentes químicos ou explosivos

e concebido para causar danos materiais e pessoais (BRUM, 2010).

De acordo com os manuais técnicos T9 e 105, adota-se a destruição

diretamente no solo dos explosivos e munições inservíveis, tanto de uso militar como

de uso civil. As principais técnicas usadas na área são: detonação a céu aberto e

queima a céu aberto. A detonação a céu aberto (Figura 2.1) consiste em um processo

químico utilizado para o tratamento de explosivos e munições inservíveis, obsoletas ou

de resíduos, através do qual uma carga de explosivos inicia as detonações (BRUM,

2010). Na prática, cria-se uma trincheira no solo, na qual são depositados os

explosivos e munições inservíveis a serem detonados. A destruição se dá por meio de

uma carga explosiva, a exemplo do trinitrotolueno - TNT, o mais utilizado pelas forças

armadas (SHREVE et al., 1997). Esta técnica desencadeia uma degradação físico-

química do solo e resulta em uma dispersão atmosférica de partículas metálicas

residuais oriundas da detonação dos explosivos e munições inservíveis, em que a

distância alcançada é proporcional à energia de explosão criada pelo quantitativo de

10

detonadores utilizados na trincheira. Tanto a detonação em si como a combustão

incompleta das munições deixam resíduos inorgânicos, os metais pesados, e

orgânicos, principalmente o TNT, resultando na poluição ambiental da área de

destruição.

Figura 2.1: Técnica de detonação a céu aberto (Fonte: BRUM, 2010).

A queima a céu aberto (Figura 2.2) consiste na combustão de qualquer material

sem o controle do ar de combustão, contenção da reação de combustão em um

dispositivo fechado, nem a certeza de que a combustão será completa e nem o

controle de emissão dos gases de combustão, os produtos da reação (BRUM, 2010).

Na prática, as munições são empilhadas na superfície do solo, utilizando-se um

produto inflamável para obter-se a combustão, ou seja, a queima dos materiais ali

dispostos. O que normalmente acontece é que o material descartado não é queimado

por completo, gerando resíduos e, por conseguinte, contaminação.

11

Figura 2.2: Técnica de queima a céu aberto.

A disposição e descarte de explosivos e munições é um grande problema em

muitos países, caracterizando-se como um problema contemporâneo e que vem

alarmando a humanidade no que concerne aos riscos relacionados ao meio ambiente.

A técnica de destruição mais adequada é ditada por uma série de fatores, tais como a

tecnologia disponível, a legislação ambiental, condições contratuais, questões

comerciais e os regulamentos de segurança (LAURITZEN et al., 2006). Existem

outras técnicas de destruição de explosivos e munições além das citadas, contudo, no

Brasil, tanto a detonação como a queima a céu aberto são as principais técnicas

utilizadas para a disposição de resíduos explosivos e munições (SILVA, 2010). O uso

constante destas técnicas se torna um problema à saúde humana e ao meio ambiente

(USEPA, 2005). No que diz respeito aos contaminantes, indubitavelmente, as técnicas

utilizadas pelas Forças Armadas representam um risco em potencial de poluição

ambiental. A Tabela 2.2 lista os principais contaminantes em potencial oriundos da

destruição de explosivos e munições inservíveis na área de estudo.

12

Tabela 2.2: Lista de alguns contaminantes oriundos da detonação de explosivos e munições

na área de estudo (Fonte: BRUM, 2010).

Explosivos

Munições

- Estifinato de chumbo;

- azida de chumbo;

- azida de mercúrio;

- fulminato de mercúrio;

- pólvora negra;

- resinato de cálcio;

- peróxido de bário;

- oscalato ou nitrato de estrôncio;

- tetracloreto de carbono, cloreto de polivinila e

vermelho de taluidina; e

- estearato de zinco e magnésio em pó.

- Ligas de cobre e níquel;

- cobre;

- níquel e zinco;

- cobre e zinco;

- zinco;

- estanho;

- chumbo;

- antimônio;

- aço endurecido com liga de cromo e tungstênio;

- liga de magnésio e molibdênio;

- tombac; e

- óxido de ferro.

2.1.2. Metais Pesados

2.1.2.1. Conceito e Caracterização

Os metais pesados são poluentes inorgânicos que possuem um alto nível de

periculosidade e toxicidade no que concerne aos ecossistemas e à saúde humana.

Trata-se de um grande grupo de elementos com massa específica maior do que 5

g/cm3 ou que possuem número atômico maior que 20 (MARQUES, 2000). A

denominação “metais pesados”, objeto de inúmeras controvérsias e críticas, é

comumente utilizada na literatura ambiental. Sinônimos como metais-traço ou

elementos-traço são comuns de serem encontrados na literatura. Estas conceituações

sinonímias são, também, alvo de discussões e divergências e apresentam certa

inadequação no que concerne aos conceitos e postulados da química analítica

quantitativa, pois, nesta, a palavra traço é utilizada com o intuito de designar

concentrações ou teores de quaisquer elementos que não podem ser quantificados

pelos métodos empregados em sua determinação. Embora alguns elementos sejam

classificados como semimetais, caso do arsênio (As), e ametais, caso do selênio (Se),

os princípios químicos que governam seu comportamento no solo são similares

àqueles dos metais (MCBRIDE, 1994).

13

Os metais pesados encontram-se distribuídos ao redor de toda a natureza e

atuam, por exemplo, como componentes da estrutura proteica. São comumente

utilizados como reguladores biológicos e possuem a característica peculiar de serem

tanto essenciais para determinados tipos de organismos vivos, inclusive para as

plantas e para os seres humanos, como tóxicos a outros, sendo que cada organismo

apresenta certo teor de necessidade fisiológica e valores-limite de concentração

destes elementos no metabolismo, ou seja, níveis de tolerância. Neste sentido, alguns

metais atendem a critérios de essencialidade às plantas, aos animais e ao homem e

são chamados de biogenéticos, isto é, sua presença é essencial para permitir o normal

funcionamento de algumas rotas metabólicas (AGUIAR et al., 2002). Determinados

metais pesados são nutrientes vitais para a vida dos vegetais, a exemplo do ferro (Fe),

cobre (Cu), zinco (Zn) e manganês (Mn), todos caracterizados como micronutrientes.

Existem metais que são benéficos ao crescimento das plantas, como o cobre e o

níquel (Ni), e aqueles sem função biológica, os quais causam toxicidade em

concentrações que excedam a tolerância das plantas e não causam deficiência em

baixas concentrações, como os micronutrientes, sendo eles o arsênio, cádmio (Cd),

cromo (Cr), chumbo (Pb), mercúrio (Hg), plutônio (Pu), antimônio (Sb), tálio (Ti) e o

urânio (U) (ALLOWAY & AYERS, 1996). O níquel e o selênio recebem a qualificação

de fitotóxicos (CAMARGO et al., 2001).

Com relação à fisiologia humana, metais como o sódio (Na), magnésio (Mg),

potássio (K), cálcio (Ca), cromo, manganês, ferro, cobalto, cobre, zinco, selênio e

molibdênio (Mo) são elementos essências (SCHROEDER et al., 1972). Metais como o

mercúrio, chumbo, cádmio e arsênio são altamente tóxicos aos seres humanos,

mesmo quando presentes em baixas concentrações, e respondem pela maioria dos

problemas de saúde devido à poluição do meio ambiente (WHO, 1996). Os metais

pesados possuem comportamentos ambientais e toxicológicos bastante diferenciados,

variando de acordo com a natureza e forma química com que o elemento apresenta-se

no meio. A intoxicação por metais pesados desencadeia uma série de sintomas e

quadros clínicos próprios, onde se pode atribuir sua ocorrência a dois principais

mecanismos de ação: formação de complexos com grupos funcionais das enzimas,

que prejudica o perfeito funcionamento do organismo, e combinação com as

membranas celulares, que perturba ou, em alguns casos mais drásticos, impede

completamente o transporte de substâncias essenciais (AGUIAR et al., 2002).

14

2.1.2.2. Procedência e Particularidades

Em condições naturais, os metais pesados apresentam uma vasta distribuição

nos solos ao longo de todo o mundo. Representam menos de um por cento das

formações rochosas da litosfera. A sua distribuição e teor, ao longo do perfil do solo,

apresenta uma interdependência entre os processos de formação do solo, a exemplo

do intemperismo, e o tempo, tanto cronológico como pedológico. A composição

químico-estrutural da rocha de origem é essencial na caracterização e determinação

da composição pedogenética. Os metais presentes no solo podem ser classificados

como litogênicos e antropogênicos (CAMARGO et al., 2001). Os metais alocados no

meio através de uma fonte de contaminação não natural, ou seja, proporcionada por

atividade humana, são chamados de antropogênicos. No que tange às atividades

militares, as mesmas encaixam-se como exemplo de fonte de contaminação

antropogênica do solo por metais pesados. Os metais que advêm de fontes naturais

são denominados litogênicos. A destinação final da fração litogênica das rochas varia

conforme os diversos processos bióticos e abióticos no solo, a ciclagem dos

nutrientes, a desagregação estrutural, o intemperismo e o transporte desta fração,

variando de acordo com as características pedogênicas da região e do macroclima.

Saber os teores disponíveis de metais pesados no solo é de vital importância, já que

isto estará intimamente relacionado com os processos de mobilidade e absorção pelas

plantas.

Os metais pesados, após o processo do intemperismo e de acordo com sua

natureza e características, precipitam-se ou co-precipitam-se com os minerais

secundários, são adsorvidos na superfície dos minerais secundários ou na matéria

orgânica presente no solo ou, ainda, são complexados e lixiviados pela solução do

solo (ALLEONI et al., 2005). No que diz respeito ao perfil do solo, a distribuição dos

metais pesados é bastante variável, graças às diferenças na capacidade de retenção

dos componentes nos diversos horizontes e camadas do solo, aos processos

pedogenéticos e à ciclagem dos elementos pelas plantas (BERROW & MITCHELL,

1980; SWAINE & MITCHELL, 1960). A distribuição de metais como o manganês,

zinco, cobre, cromo, chumbo e cádmio ao longo dos perfis do solo e na camada

superficial demonstram que os processos de formação dos solos trazem como

consequência a separação destes elementos entre vários componentes, o que causa

diferença no padrão de distribuição (CAMARGO et al., 2001).

No que concerne aos valores de referência dos metais pesados, há uma

disparidade de procedimentos, técnicas e literatura-base utilizados ao redor do mundo

15

para a mensuração dos teores de metais pesados existentes numa região. De certa

maneira, pode-se dizer que existe uma heterogeneidade bastante significativa,

tornando-se inviável uma análise interativo-interpretativa e uma compatibilização entre

países ou estados-membros de uma mesma nação organizada juridicamente. Fatores

como a diversidade dos solos e suas características peculiares, de acordo com sua

localização geográfica e condições climáticas, contribuem para a complexidade

observada neste cenário. No Brasil, são poucos os levantamentos feitos para

mensurar teores de metais no solo, sendo uma exceção a este panorama o Estado de

São Paulo, através dos valores orientadores para solos e águas subterrâneas no

mesmo, pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental - CETESB.

Neste sentido, a determinação de valores médios de referência para cada

região, como uma orientação-padrão nos estados-membros, é de suma importância

para se visualizar um panorama o quanto mais próximo possível do real com relação à

determinação e posterior avaliação da contaminação da área, segundo um padrão

normativo geral nacional, a resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente -

CONAMA 420/2009, e um particular, variando entre estados-membros, de acordo com

suas peculiaridades e grau de poluição. O estabelecimento de faixas de concentração

de referência e de limites máximos considerados normais no solo tem sido feito por

meio de diferentes procedimentos estatísticos (FADIGAS et al., 2002). Pode-se dizer

que são três as principais metodologias utilizadas na obtenção de valores de

referência dos metais pesados no solo, as quais são: o uso de amostras-controle em

áreas distantes da fonte de contaminação e que possuem pouca ou, de preferência,

nenhuma influência do homem; referências de literatura de pesquisa e estudos

anteriores; e a separação entre valores normais e anômalos, obtidos de uma coleção

de dados que inclui solos contaminados e não contaminados (FADIGAS et al., 2006).

Com relação aos valores de referência nas plantas, não existe qualquer

legislação ou resolução que trate deste assunto no Brasil, o que força a utilização de

valores orientadores da literatura, como os do livro “Trace Elements in Soils and

Plants”, de Alina Kabata-Pendias e Henryk Pendias (Tabela 2.3). Assim sendo, tanto

entre literaturas que abordam este assunto como em uma mesma literatura, os

valores-padrão de orientação de suficiência ou normalidade e os considerados

excessivos ou tóxicos de cada metal nas plantas irão variar conforme a natureza das

espécies vegetais presentes ou os tipos de cultivares na região. Faixas de

concentração de metais pesados e sua classificação podem diferir amplamente para

determinados sistemas solo-planta. Estas faixas de concentração de metais

16

necessários às plantas são frequentemente bem próximas das que exercem um efeito

prejudicial no metabolismo das plantas (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).

Tabela 2.3: Valores orientadores de Kabata-Pendias & Pendias para a vegetação (Fonte:

KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).

Metais Pesados nos Tecidos Vegetais

Elemento Espécies Vegetais spp. (ppm)

Suficiente ou Normal (MVP) Excessivo ou Tóxico (mVP)

Chumbo 10 30

Cobre 20 20

Cádmio 0,2 5

Zinco 100 100

Cromo 0,5 5

Níquel 5 10

Manganês 300 400

Ferro - -

2.1.2.3. Geodisponibilidade

A concentração de metais pesados no solo dependerá de uma série de fatores

antropogênicos e litogênicos, sendo que o conhecimento pormenorizado das

atividades humanas locais, como a atividade de destruição de munição, e o

conhecimento da procedência do material de origem e formação do solo na região

serão os principais responsáveis pela forma de distribuição dos teores destes metais

pesados na área. Na iminência da introdução não natural de um metal pesado na

cadeia trófica de um ecossistema, como o chumbo, elemento que confere à munição

peso necessário e um bom desempenho balístico (BARBOSA & MARQUES, 2009), é

de fundamental importância avaliar os seus teores disponíveis ou solúveis, uma vez

que eles vão estar relacionados com a mobilidade e a absorção pelas plantas

(CAMARGO et al., 2001). No que concerne ao comportamento e características de

interação entre os metais pesados e as espécies vegetais, a concentração total dos

metais pesados não será relevante, já que serão os teores solúveis disponíveis para

absorção que irão comandar este cenário.

17

A disponibilidade dos metais pesados para as plantas e micro-organismos da

biota irá variar conforme a presença ou não de metais pesados e suas concentrações

na solução do solo. Esta presença será ditada pelas condições de oxi-redução,

cinética das reações e composição e reações do solo, as quais dependem de atributos

do solo e de suas tendências de formar precipitados insolúveis e co-precipitados com

outros minerais, formar complexos com a matéria orgânica e absorver minerais

(CAMARGO et al., 2001). A determinação da geodisponibilidade dos metais pesados

tem relação direta com os fenômenos da adsorção, dessorção, dissolução e

precipitação. Nestes, fatores como a complexação, potencial hidrogeniônico - pH e o

potencial redox possuem grande influência. A maioria dos estudos sobre retenção de

metais pesados no solo aponta que os mecanismos de adsorção são

reconhecidamente os determinantes no controle da disponibilidade e solubilidade dos

metais no solo (CHANG et al., 2002; FORD et al., 2001; ROSS, 1994). A adsorção é

definida como o acúmulo de certo elemento químico ou outra substância na interface

entre a superfície sólida e a solução adjacente. É o processo mais importante

relacionado à disponibilidade de micronutrientes às plantas, já que controla a

concentração dos íons e complexos na solução do solo, exercendo grande influência

na sua absorção pelas raízes de plantas (LOPES et al., 2006).

O modo da interação entre a superfície das partículas e dos íons regulará o

nível de retenção destes íons na interface solo-solução. De uma maneira geral, são

dois os fenômenos que controlam este panorama, os quais são: a adsorção específica

e a adsorção não específica. No primeiro fenômeno supracitado, os íons são

adsorvidos através de ligações iônicas e covalentes, sendo assim retidos de maneira

mais forte. Já no segundo, quando a interação entre os íons e as superfícies das

partículas do solo é de natureza eletrostática, os íons são retidos por forças físicas,

forças estas chamadas de Van Der Waals, sendo, portanto, caracterizada como

adsorção não específica, troca iônica ou ligação eletrostática (MEURER, 2000; JI & LI,

1997).

2.1.2.4. Interação e Transporte

Com relação ao lençol freático, é evidente o mecanismo que rege sua poluição,

advindo da contaminação ao longo do perfil do solo. Os processos de contaminação

dos solos ocorrem paulatinamente e podem ter efeitos irreversíveis em alguns casos.

A fonte de contaminação da área de estudo é oriunda da detonação de munições e

explosivos inservíveis. O principal explosivo utilizado nas detonações é o TNT,

composto energético o qual contamina campos militares ao redor do mundo. É um

18

composto nitro-aromático que é altamente tóxico e mutagênico (MCCORMICK et al.,

1976; WON et al., 1976). Tem sido usado extensivamente em explosivos desde 1902,

resultando na contaminação do solo e das águas subterrâneas (GORONTZY et al.,

1994). Com relação às munições, muitas delas carecem de registros e informações

mais precisas quanto aos seus componentes de fabricação, sendo que as apreendidas

por ordem judicial normalmente são as que possuem menos dados e catalogação.

Além da deposição de metais pesados no solo devido às explosões, a

deterioração dos explosivos e munições com parcial detonação ou não destruídos

(Figura 2.3), muitas das vezes encontrados soterrados no solo, constitui, também,

mais uma fonte de contaminação característica por metais pesados na área de estudo.

Para o melhor entendimento da dinâmica dos metais pesados no solo, advindos de

várias formas e várias direções, é de fundamental importância o conhecimento das

formas geoquímicas e da reatividade dos constituintes do solo (GUEDES, 2009). A

determinação da distribuição dos metais no solo engloba o entendimento e perícia no

que diz respeito aos principais processos que controlam a compartimentação dos

metais pesados entre as fases sólida e líquida (Figura 2.4).

Figura 2.3: Munição não destruída na detonação.

19

Figura 2.4: Processos de interação entre as fases sólida e líquida do solo (Fonte: GUILHERME

et al., 2005).

O transporte de contaminantes nos solos é caracterizado pela sua

movimentação ao longo das camadas do perfil do solo, cada qual com características

particulares, podendo o meio estar saturado ou não. Inúmeros fatores influenciam o

transporte de metais pesados no solo, entre os quais se destacam a capacidade de

troca catiônica - CTC, distribuição de poros, distribuição granulométrica, mineralogia,

teor de finos e de matéria orgânica. A migração dos poluentes é governada por

fenômenos físicos e químicos. Dentre os fenômenos físicos, destacam-se a advecção

e a dispersão hidrodinâmica. O primeiro é caracterizado como um transporte químico

causado por um gradiente hidráulico: a água flui através dos vazios do solo devido à

ação deste gradiente, carregando consigo íons/moléculas em solução (MITCHELL,

1991). Já a dispersão hidrodinâmica, esta pode ser dividida em duas vertentes: a

dispersão mecânica e a difusão molecular. A primeira causa um espalhamento do

contaminante devido às variações de velocidade do fluido dentro do meio poroso. A

segunda se baseia na movimentação dos constituintes iônicos e moleculares, sob a

influência do potencial químico, na direção do gradiente de concentração, ou seja, da

região de maior concentração para a de menor concentração. O transporte difusivo

ocorre mesmo na ausência de fluxo hidráulico (FREEZE e CHERRY, 1979).

No que tange aos fenômenos químicos, as principais reações químicas e

bioquímicas que podem alterar a concentração de contaminantes podem ser

agrupadas em seis categorias: reações de ácido-base, pareamento de íons ou

complexação, reações de oxi-redução, síntese microbiana, reações de adsorção-

dessorção e reações de dissolução-precipitação (BOSCOV, 1997). Das reações

supracitadas, as duas últimas se destacam entre as demais e se caracterizam como

20

mecanismos influenciados pela acidez do solo e potencial redox. Na teoria, os

fenômenos de precipitação e dissolução ocorrem em um determinado pH e, de

maneira contrária à adsorção, são menos dependentes da quantidade de reagentes ou

diferentes superfícies minerais presentes no solo (ROSS, 1994). Abaixo, estão

explicitados os principais fenômenos no que se refere às reações químicas, os quais

são:

- Sorção: caracteriza-se como um processo no qual um contaminante é removido da

solução, independente da natureza do processo, que pode incluir troca catiônica ou

partição de compostos orgânicos na matéria orgânica sólida (ROWE et al., 1995). É

um termo genérico usado para indicar todos os mecanismos que envolvem a

transferência do soluto (íon ou molécula) da fase líquida para a superfície das

partículas sólidas. As reações de sorção são geralmente reações de superfície e não

implicam necessariamente na formação de novas substâncias. Do ponto de vista

químico, trata-se de uma reação heterogênea a qual envolve a reação entre fases

distintas de um meio. Segundo vários autores, a sorção incluiria os processos de

adsorção, absorção, sorção química e troca iônica (MITCHELL, 1991). A adsorção é

um fenômeno que envolve reações químicas e/ou físicas em uma interface, ou seja,

na superfície de separação de duas fases, que envolvem elementos ou compostos

(adsorvato) e o meio adsorvente (PRUTTON & MARON, 1951). A absorção ocorre

quando o soluto sofre difusão no interior das partículas quando estas são porosas; o

soluto é sorvido para o interior das partículas. A sorção química corresponde ao

processo em que o soluto é incorporado à partícula sólida por uma reação química.

Muitos minerais e substâncias orgânicas em contato com a água são capazes de atrair

moléculas de água ou íons ou liberar certos constituintes, por processos físico-

químicos de simples adsorção, devido às forças eletrostáticas e, de sorção química,

que é consequência da reação química entre o íon adsorvido e a superfície sólida

adsorvente. Quando as espécies iônicas trocam as suas posições, o processo é

chamado de troca iônica. Devido ao caráter anfotérico dos componentes ativos do

solo, tanto cátions como ânions podem ser adsorvidos. Quando envolve íons positivos,

o processo é conhecido como troca catiônica ou troca de bases, e quando envolve

íons negativos, como troca aniônica. Como em geral as partículas sólidas apresentam

carga de superfície predominantemente negativa, a troca catiônica é o processo mais

relevante em solos, mas a troca aniônica também ocorre e pode ser significativa em

algumas situações específicas, em particular nos solos tropicais.

- Dessorção: caracteriza-se como o fenômeno inverso da adsorção. Devido à

possibilidade de reversibilidade dos processos de adsorção, cátions e ânions podem

21

ser dessorvidos, normalmente em função de alguma mudança no meio, como o pH e a

CTC. Isto pode ocorrer através da competição com outra substância mais fortemente

adsorvida ou quando a concentração de uma determinada substância diminui na

solução. Se as reações forem totalmente reversíveis, toda evidência de contaminação

será eventualmente removida do sistema quando ocorrer a completa dessorção

(DEMUELENAERE, 2004).

- Precipitação e dissolução: a precipitação dos metais pesados normalmente ocorre

quando a concentração de determinados íons está demasiadamente alta, ou seja,

acima do grau de solubilidade. Aqui, ocorre a formação dos compostos insolúveis.

Estes compostos, por muitas vezes, serão os principais controladores da solubilidade

dos elementos na solução do solo e, consequentemente, da sua disponibilidade

(LINDSAY, 1979). Possui como característica ser reversível e é afetado pelo pH e

temperatura. Já a dissolução, se caracteriza como o fenômeno inverso da

precipitação. Estas reações comandam os limites e níveis da quantidade total de

poluentes na solução. Os níveis de poluentes são governados pela solubilidade da

fase sólida, sendo estas reações importantes na migração de metais, que são

influenciadas pelo pH do sistema (CHRISTENSEN et al., 2001).

2.1.2.5. Correlações

No que diz respeito ao processo de retenção, os metais pesados se inter-

relacionam de maneira positiva com a CTC, matéria orgânica e a superfície específica,

por exemplo. A capacidade de troca catiônica indica a potencialidade do solo de trocar

cátions, neutralizando, desta maneira, as cargas negativas. Quando se trata de

solução do solo, os atributos que afetam a disponibilidade dos metais são o pH,

composição e força iônica da solução, espécies e concentrações dos elementos e

presença de ligantes e íons competidores (HARTER & NAIDU, 2001). De todos os

parâmetros da solução do solo, o pH é um dos mais importantes, tendo em vista que

está positivamente correlacionado com a adsorção de metais no solo (ROSS, 1994).

A tríade meio ambiente, contaminantes e solo irá tanto definir as características

do sistema como alterá-las. A mobilidade dos metais é variável em função da sua

natureza e forma química e também das propriedades químicas, físicas, mineralógicas

e biológicas do solo. Desta maneira, metais pesados como o chumbo, cobre e o cromo

possuem menor mobilidade se comparados ao cádmio e o manganês, por exemplo. A

adsorção depende diretamente do grau de cristalinidade e da morfologia da superfície

do adsorvente, variando de solo para solo em função de diversos atributos como pH,

CTC, matéria orgânica, teor de argila e conteúdos de óxidos amorfos de ferro e

22

manganês (GUEDES, 2009). No solo, nem todos os cátions adsorvidos são

permutáveis (CAPUTO, 1988).

Características particulares do solo como a mineralogia, pH e a textura

influenciam tanto a CTC como o comportamento dos contaminantes do solo, já que

determinam a capacidade de retenção dos poluentes no solo. A quantidade máxima

permissível de metais a ser adicionada em solos de clima tropical e de clima

temperado pode ser limitada, no momento da adição, pelo valor da CTC e do pH do

solo. Ainda, os parâmetros mais indicados para a definição de quantidade máxima de

metais a ser aplicada em um solo são o conteúdo de argila e de óxidos de ferro e

alumínio (MATTIAZZO & GLORIA, 1995).

2.1.2.6. Absorção, Translocação e Efeitos Tóxicos n as Espécies

Vegetais

Determinados metais pesados são micronutrientes essenciais ao metabolismo

e processos fisiológicos nas espécies vegetais como um todo, a exemplo do ferro e do

manganês. Segundo MALAVOLTA et al. (2002), os elementos considerados benéficos

são aqueles que colaboram com o desenvolvimento das plantas. Nesta linha de

raciocínio, existem metais considerados não essenciais, a exemplo do cádmio, cromo

e chumbo, sendo elementos prejudiciais às plantas (ALLOWAY, 1995; MALAVOLTA,

1994). As espécies vegetais possuem diferentes capacidades de retirar, acumular e

tolerar os metais pesados. De acordo com FERNANDES (2006), diferenças marcantes

podem ocorrer entre espécies, entre variedades de uma mesma espécie e também

nos tecidos da planta. Sendo assim, as plantas apresentam um grau de

susceptibilidade variado aos metais pesados. A acumulação de metais pela planta

depende da própria planta e de fatores do solo como pH, teor de matéria orgânica,

concentração do metal e fatores ambientais (FAQUIN, 2005). MENGEL & KIRKBY

(1987) afirmam que o principal fator responsável pela acumulação dos metais pesados

nas plantas é o potencial de absorção, específico e geneticamente fixado para os

diferentes nutrientes e diferentes espécies vegetais. Já ALLOWAY (1995) afirma que

os fatores que afetam a absorção dos metais pelas plantas são: a concentração e

especiação do metal na solução do solo, o movimento do metal no solo e na superfície

da raiz, o transporte do metal da superfície da raiz para dentro da raiz e a translocação

da raiz para a parte aérea. Segundo KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001), em

regiões poluídas, algumas plantas, não consideradas hiperacumuladoras, podem

concentrar metais em altos níveis. O termo hiperacumuladora foi criado para descrever

23

plantas que possuem a capacidade de acumular concentrações elevadas de metais

(BROOKS et al., 1997).

A absorção dos metais pesados pelas plantas ocorre a partir do contato do

metal com as raízes, que se dá por difusão, fluxo de massa e interceptação das raízes

com o metal (MARSCHNER, 1995). É importante determinar qual o papel de cada

processo na absorção de metais, já que, caso a difusão seja predominante, fatores

que reduzem a mobilidade difusiva do metal, como a complexação, devem reduzir

também a absorção pelas plantas (MITSIOS & DANALATOS, 2006). Porém, se o fluxo

de massa for o predominante, o aumento da transpiração da planta pode resultar em

maior absorção do metal (BLAYLOCK et al., 1997). As plantas podem acumular metais

em todos os tecidos, sendo que este acúmulo é muito variável de um determinado

órgão para outro. Normalmente, a raiz é o órgão de principal acesso e acumulação

dos metais pesados (BARCELÓ & POSCHENRIEDER, 1992), no entanto, a

capacidade de outros tecidos em prontamente absorver alguns nutrientes, incluindo

metais pesados, também tem sido observada (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).

De acordo com SALT et al. (1995), os metais pesados essenciais e não essenciais

possivelmente entram na planta pelos mesmos mecanismos. Ao contrário dos

poluentes orgânicos, os metais pesados não podem ser degradados química ou

biologicamente (FERNANDES, 2006), sendo que a capacidade de transferência de

metais do solo para a planta é alta com baixas concentrações de metais e baixa com

altas concentrações de metais (ACCIOLY & SIQUEIRA, 2000).

As espécies vegetais possuem dois tipos de absorção, pelas raízes e pelas

folhas. A absorção dos metais pesados pelas raízes pode ser de forma passiva (não

metabólica) e ativa (metabólica). A maioria dos metais pesados é muito insolúvel para

se mover livremente no sistema vascular das plantas. Assim sendo, estes metais

formam precipitados de carbonatos, sulfatos ou fosfatos, imobilizando-os em

compartimentos intra e extracelulares. Alguns metais como o chumbo são acumulados

nas raízes, enquanto outros são facilmente transportados nas plantas, a exemplo do

cádmio (GARBISU & ALKORTA, 2001). A absorção pelas folhas ocorre por meio das

câmaras estomáticas, sendo que a característica morfológico-genética da folha da

espécie vegetal é um fator crucial na absorção de metais pesados vindos de fontes

aéreas de poluição por esta parte da planta. Esta absorção, assim como na pelas

raízes, pode ser de forma passiva e ativa. De acordo com KABATA-PENDIAS &

PENDIAS (2001), a biodisponibilidade de metais pesados oriundos de fontes aéreas

através das folhas pode ter um impacto significativo sobre a contaminação na planta.

Uma fração de metais pesados absorvidos pelas folhas pode ser lixiviada das folhas

24

destas plantas pela água da chuva, sendo que diferenças na lixiviação dos metais são

relacionadas com a função ou associação metabólica do elemento. Por exemplo, a

fácil remoção de chumbo sugere que este metal forma amplamente um depósito

superficial sobre a superfície da folha. Por outro lado, a pequena fração lixiviada de

cobre, zinco e cádmio indica uma maior penetração destes metais na folha. A

absorção foliar é um importante mecanismo evolutivo, já que os metais podem ser

complexados e sequestrados em estruturas celulares como os vacúolos, tornando-se

indisponíveis para translocação para a parte aérea (LASAT, 2000).

Basicamente, a translocação de íons metálicos dentro das espécies vegetais,

em suas diferentes partes e órgãos, é governada por alguns processos como o

movimento através do xilema e floema da planta (Figura 2.5), imobilização intra e

extracelular e capacidade genético-morfológica de tolerância e acumulação. SALT

(2001) afirma que uma vez absorvido pelas raízes, o transporte do metal para a parte

aérea é controlado por dois principais processos: movimento para dentro do xilema e o

volume do fluxo através do xilema, este último sendo mediado pela pressão de raiz e

transpiração. Segundo KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001), o transporte de metais

pesados entre os órgãos da planta também depende das variáveis eletroquímicas dos

elementos. Os padrões de distribuição e acumulação dos metais variam

consideravelmente para cada elemento, tipo de planta e estação de crescimento. No

geral, os elementos moderadamente transportados das raízes para as outras partes

são o manganês, níquel, cádmio e zinco e os fortemente ligados nas células das

raízes são o cobre, cromo, chumbo e ferro.

25

Figura 2.5: Transporte nas espécies vegetais através do xilema e do floema (Fonte: RAVEN et

al., 1996).

A partir de determinados níveis de metais pesados no solo, tem sido observada

uma redução tanto na biomassa como na qualidade nutritiva das plantas. A redução

de biomassa deve-se à inibição de processos fisiológicos importantes, tais como a

fotossíntese, translocação de floema e transpiração (ROSSI & LIMA, 2001). A elevada

concentração de metais nutrientes, como o ferro, zinco, cobre, níquel e manganês, ou

não nutrientes, como o chumbo, cromo e o cádmio, pode causar danos ao

metabolismo normal das plantas. A concentração que causa toxidez nas plantas é

fortemente dependente da espécie vegetal e do tipo de metal. As espécies vegetais

diferem muito na capacidade de tolerar a presença de metais e os mecanismos de

tolerância são geralmente específicos para cada metal (AZZOLINI, 2008). Segundo

FERNANDES (2006), muitos trabalhos têm sido publicados a respeito de danos

fisiológicos provocados pelo excesso de metais em plantas, sendo que estes relatam

os seguintes efeitos tóxicos por excesso de metais pesados: mudanças na

permeabilidade da membrana celular; reações de grupos tiólicos com cátions

metálicos; afinidade com grupos fosfato de ADP e ATP; e inativação de enzimas e/ou

proteínas funcionais. Esses danos fisiológicos provocam na planta uma série de

distúrbios, causando redução no crescimento, inibição da fotossíntese e respiração,

degeneração das principais organelas celulares e, em muitos casos, morte das

plantas.

26

O acúmulo de metais pesados nas plantas pode ocorrer sem que haja

manifestação de sintomas de toxicidade (JEEVAN RAO & SHANTARAN, 1996;

CUNHA et al., 2008). A toxicidade pode ser resultante: da ligação do metal com os

grupos sulfidril das proteínas, levando à inibição da atividade e perda da estrutura; da

substituição de elementos essenciais, levando à deficiência dos mesmos; e da

formação de radicais livres e espécies reativas de oxigênio que levam ao estresse

oxidativo (FOY et al., 1978; HALL, 2002; PRASAD, 2004; KUPPER & KRONECK,

2005). Recentes estudos mostram que um dos principais mecanismos com que

elevadas concentrações de metais pesados podem causar danos no tecido das

plantas é o estímulo na produção de radicais livres, levando ao estresse oxidativo

(FOYER et al., 1997). Alguns metais como o cobre, cádmio, zinco e ferro podem

causar estresse oxidativo pela indução na produção de espécies ativas de oxigênio,

provocando efeitos na fotossíntese e, consequentemente, sérios danos a

macromoléculas (FERNANDES, 2006). O crescimento das plantas é usualmente

utilizado como um parâmetro para avaliar a toxidez dos metais pesados (KOHL &

LOSCH, 2004). O crescimento das raízes geralmente é mais afetado pelos metais

pesados, possivelmente por ser este o local de maior acúmulo de metais na maioria

das espécies vegetais (PANDOLFINI et al., 1992; LIAO et al., 2000).

2.1.2.7. Cádmio

Na natureza, o normal é a ocorrência do cádmio em conjunto com minérios de

zinco, especialmente a blenda (POSTCH, 1967; DANA, 1978). Na maior parte dos

casos, as poluições ambientais causadas por este metal pesado ocorrem em regiões

adjacentes a fundições de chumbo, zinco e cobre. Este metal pesado tende a estar

presente em maiores concentrações nas camadas superficiais do solo, reflexo de sua

adição no meio por aplicação de fertilizantes e restos de vegetais acumuladores de

metais. O solo também recebe cádmio por deposição atmosférica (BAIRD, 2002). O

acúmulo de húmus, um produto final de decomposição da matéria orgânica, também

contribui para o aumento da concentração de cádmio por absorção nos horizontes

superficiais (ALLOWAY, 1995). No caso deste estudo em específico, o cádmio

provém dos explosivos e munições inservíveis detonados na área central de

destruição da região de estudo (Figura 2.6).

27

Figura 2.6: Área central de destruição dos explosivos e munições inservíveis.

O cádmio é costumeiramente utilizado como elemento estabilizante ou

pigmento. É preciso ter cuidado com este metal pesado, já que ele possui grande

potencial em adentrar na cadeia alimentar tanto na fauna e flora do ecossistema como

na do homem. Este fenômeno é denominado de magnificação trófica, o qual se

caracteriza pelo acúmulo progressivo de certo elemento nocivo na cadeia trófica de

um ecossistema. Nas plantas, a absorção dos metais e seu acúmulo tende a ser nas

raízes, primeiro órgão vegetal afetado pela contaminação. Isto pode ser observado, na

prática, através de sintomas como o escurecimento, inibição e engrossamento do

crescimento radicular. Na parte aérea, os sintomas mais típicos são a clorose,

aparecimento de manchas foliares, necrose e morte das folhas (BARCELÓ &

POSCHENRIEDER, 1992).

Em função da similaridade do cádmio com o micronutriente zinco, este é

absorvido pelas plantas, já que o zinco possui função biológica e é um nutriente

essencial à planta. Metais como o cádmio não possuem função biológica conhecida

(GADD, 1992) e são extremamente tóxicos. É um elemento carcinogênico, onde, tanto

nos animais como no homem, detecta-se um aumento na incidência de cancro

pulmonar na associativa relacional entre este sintoma e a exposição ao cádmio (IARC,

1993). Aparentemente, o cádmio pode também apresentar efeitos mutagênicos e

teratogênicos uma vez que se constataram anormalidades no desenvolvimento em

embriões de cobaias (VALLEE & ULMER, 1972). Outros sintomas como enfisema e

bronquite podem ser observados quando da exposição ao metal cádmio. Utiliza-se

como um indicador biológico, para fins de monitoramento médico, o nível deste metal

no sangue. O limite tolerável de cádmio no sangue gira em torno de 5 mg de cádmio

28

por 100 mL de sangue. Contudo, este limite pode não conferir proteção contra danos

renais em caso de exposição em longo prazo (GRANDJEAN, 1998).

Nas plantas, várias propriedades do solo possuem grande influência na

movimentação do cádmio e na solubilidade e absorção pelas espécies vegetais. Entre

estas propriedades destacam-se, em ordem de importância, o pH da solução do solo,

a CTC, o teor de matéria orgânica, o teor de cálcio e a presença de outros metais no

sistema solo (KUO & BAKER, 1980; MCBRIDE et al., 1991). Normalmente, o

transporte interno dos elementos nas plantas, das raízes para as folhas, possui

relação direta com a concentração do devido elemento no solo. Contudo, no cádmio,

isto não acontece. Grande parte do cádmio absorvido permanece nas raízes

(MALAVOLTA, 1980). Embora as raízes de muitas espécies possam absorver grandes

quantidades de cádmio, sua translocação na planta pode ser restrita porque ele é

facilmente retido em sítios de troca de compostos ativos localizados na parede celular.

No geral, os sintomas externos induzidos pelo elevado conteúdo de cádmio nas

plantas são: redução no crescimento, danos ao sistema radicular, clorose nas folhas,

coloração vermelho-amarronzada das nervuras e bordas foliar (KABATA-PENDIAS &

PENDIAS, 1984).

2.1.2.8. Cobre

Grande parte do cobre da litosfera está combinado ao enxofre (S), como

sulfeto, outra quantidade aparece ligada à estrutura de outros minerais e à matéria

orgânica. O cobre dos minerais passa lentamente para a solução do solo, podendo

depois ser fortemente fixado pelos coloides (MELLO et al., 1984). O cobre é

considerado um micronutriente, já que é essencial ao crescimento metabólico e

funcionalidades biológicas da planta. Tal elemento é conhecido como sendo essencial

às plantas desde o experimento clássico de Sommers em 1931 (BERGMANN, 1992).

Porém, assim como qualquer outro micronutriente, este metal pesado pode, em

concentrações acima do considerado ideal para cada espécie vegetal, tornar-se tóxico.

A dinâmica do cobre no solo é bastante complexa e altamente afetada por inúmeros

fatores do meio, principalmente a composição química, física e mineralógica do solo,

quantidade de matéria orgânica e o pH (MCBRIDE et al., 1997). O conhecimento do

comportamento deste elemento nos solos e o seu comportamento adsortivo são

fundamentais para a prevenção de impactos ambientais causados por este elemento,

uma vez que os efeitos desfavoráveis de altas concentrações no meio ambiente estão

relacionados com a capacidade dos solos em adsorver tais substâncias (JORDÃO et

al., 2000). Normalmente, a contaminação dos solos por compostos contendo cobre

29

resulta da utilização de materiais, tais como: spray, pulverizado como defensivo,

fertilizantes, resíduos agrícolas e urbanos, assim como de emissões industriais

(KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 1984). Na região deste estudo, o cobre foi

encontrado em concentrações moderadas de contaminação, segundo o parecer

investigativo feito pela Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro - UFRRJ na área.

Embora o cátion Cu2+ seja a forma mais comum do elemento no solo, há

registros de outras nove formas químicas. Entretanto, os íons de cobre são fortemente

retidos em sítios de troca, tanto orgânicos como inorgânicos (KABATA-PENDIAS &

PENDIAS, 1984). No que concerne à distribuição no perfil, parece haver correlação

positiva entre os teores de cobre, argila e matéria orgânica, sendo que, de um modo

geral, o horizonte A possui mais cobre que o horizonte B (MELLO et al., 1984). O

elemento cobre pode ser adsorvido no solo tanto pelo processo de adsorção

específica como a não específica. O cobre é adsorvido por atração eletrostática na

dupla camada difusa ou pela complexação de superfície, processo no qual o elemento

liga-se à matriz do solo por ligações covalentes, reduzindo sua mobilidade (SELIM,

1992). Na adsorção específica, o teor de matéria orgânica no solo é fator fundamental,

já que é ela quem complexa praticamente toda a quantidade de cobre da solução do

solo. Ambientes ácidos determinam maior mobilidade do cobre enquanto condições de

pH acima de 6 favorecem sua retenção (HOOG et al., 1993). Os fatores que têm maior

importância com relação à adsorção do cobre são a presença de óxidos, a CTC, o pH

e o teor de argila. Embora este elemento seja um dos metais pesados menos móveis

no solo, ele é abundante em soluções de todos os tipos de solos (KABATA-PENDIAS

& PENDIAS, 1984).

Nas plantas, o cobre é absorvido na forma Cu+2 e altas concentrações de

fósforo (P), molibdênio e zinco diminuem o processo que é considerado ativo. Altas

concentrações deste elemento no meio diminuem a absorção de ferro, molibdênio e

zinco (MALAVOLTA, 1980). Teores em excesso podem causar distúrbios como atraso

na germinação de sementes, redução do desenvolvimento de raízes e danos no tecido

vegetal. O cobre é um elemento relativamente imóvel nas plantas. As folhas podem

acumular altas concentrações de cobre e subsequentemente não liberá-lo para folhas

mais novas e outros tecidos (BAKER, 1990). O cobre apresenta algumas

funcionalidades bioquímicas, tais como: ocorre em enzimas que possuem funções

vitais no metabolismo das plantas, desempenha papel significativo em muitos

processos fisiológicos, a exemplo da fotossíntese, respiração e metabolismo de

proteínas e paredes celulares, controla a produção de DNA e RNA e está envolvido no

mecanismo de resistência às doenças (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 1984).

30

2.1.2.9. Chumbo

Este metal pesado é o principal responsável pela contaminação em áreas de

queima e destruição de explosivos e munições inservíveis, áreas estas que possuem a

peculiar característica de apresentarem contaminação por variados metais ao mesmo

tempo. A contaminação por chumbo tem a principal origem nas emissões

atmosféricas. O ar é o principal meio de transporte e distribuição deste metal neste

caso (LAGERWEFF & SPECHT, 1970). O chumbo é o principal constituinte na

composição de um projétil, já que o mesmo confere o peso necessário e um bom

desempenho balístico. Possui alta massa específica e é parte integrante de

praticamente toda munição de baixo calibre. É o principal elemento utilizado na

constituição da espoleta, a qual é responsável pelo início da queima da carga de

projeção. Neste sentido, devido ao fato de os explosivos utilizados com a finalidade de

explosão inicial do projétil de bala, na espoleta, serem muito sensíveis e terem

chumbo e, às vezes, mercúrio, quando de seu descarte, os mesmos contaminam o

solo (SHREVE & BRINK, 1997). Segundo a investigação realizada pela UFRRJ na

região, este metal pesado foi detectado no solo em níveis considerados elevados se

comparados aos valores de orientação da legislação brasileira.

O chumbo está entre os metais pesados poluentes mais tóxicos, não possui

função biológica e é um elemento abundante na litosfera, sendo encontrado,

geralmente, na composição de minérios. O conteúdo natural de chumbo no solo é

influenciado pela rocha de origem, entretanto, devido à poluição por este elemento, a

maioria dos solos é facilmente enriquecida com este metal, especialmente nos

horizontes superficiais. Por este motivo torna-se difícil separar do total de chumbo

existente no solo as contribuições da rocha de origem e antropogênica (KABATA-

PENDIAS & PENDIAS, 1984). O conteúdo de chumbo no solo varia em função da

concentração de húmus, matéria orgânica e argila no solo, sendo a fração argila o

mais importante em solos tropicais (AUBERT & PINTA 1977). A ação antropogênica é

a principal fonte de poluição por chumbo, sendo as mais comuns as atividades de

mineração, indústrias metalúrgicas, adubos na agricultura e queima de combustíveis

fósseis. A indústria bélica e atividades militares, como a detonação de explosivos e

munições inservíveis em áreas específicas, também fazem parte deste complexo

cenário de potenciais fontes de contaminação pelo metal pesado chumbo. Este metal

pesado pode ser transportado por longas distâncias, apesar de possuir baixa

mobilidade em ambientes considerados oxidantes, neutros, ácidos ou alcalinos.

Inúmeros fatores, como a matéria orgânica, onde é fortemente adsorvido, substâncias

coloidais, pH, composição mineralógica, oxi-hidróxidos e concentração do elemento

31

influenciam seu transporte e disponibilidade (PAOLIELLO & CHASIN, 2001). Em solos

com pH entre 4 e 6 os complexos orgânicos do chumbo tornam-se solúveis e sofrem

lixiviação ou são absorvidos pelas plantas (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).

O chumbo apresenta uma grande variedade de fontes de poluição para o meio

ambiente e para a população, onde, atualmente, ainda apresenta níveis considerados

extremamente altos. No âmbito mundial, existem mais pessoas afetadas de maneira

adversa pelo chumbo do que pelo mercúrio, por exemplo. Juntamente com o mercúrio

e o cádmio, o chumbo apresenta os maiores riscos ambientais em virtude de seu uso

intenso, toxicidade e ampla distribuição. No que concerne à toxidez, o chumbo é mais

tóxico na forma de compostos orgânicos se comparado à forma de cátions inorgânicos

simples. O envenenamento por chumbo é uma realidade preocupante. Por isto, é

adequado que a sociedade continue a tomar medidas graduais para reduzir a níveis

mínimos a futura exposição humana ao chumbo (BAIRD, 2002). A intoxicação pelo

chumbo é uma séria doença ocupacional que constitui um problema de saúde pública.

Este metal causa alterações bioquímicas, fisiológicas e disfunções comportamentais

(CALDERÓN-SALINAS, 1996). Indivíduos severamente intoxicados por chumbo

apresentam alterações neurológicas (GARZA et al., 2006). O mecanismo tóxico do

chumbo sobre a maquinaria molecular dos organismos vivos é causado por ligações

covalentes das proteínas (GOERING, 1993), interações sobre sítios específicos para

cátions divalentes (GARZA et al., 2006) e prejuízo oxidativo (GURER-OHRNAN,

2004). No que condiz ao mecanismo de interação sobre os sítios específicos em

cátions divalentes, o mesmo afeta profundamente diferentes processos biológicos que

dependem do cálcio, dos quais podemos citar: transporte do metal, metabolismo

energético, apoptose, condução iônica, sinalização inter e intracelulares, processos

enzimáticos, maturação das proteínas e regulação gênica (GARZA et al., 2006).

Nas espécies vegetais, evidências na literatura mostram que a solubilidade do

chumbo e sua consequente disponibilidade para as plantas dependem, principalmente,

do pH do meio, embora outros fatores como o teor de matéria orgânica, CTC e o

potencial redox afetem esta solubilidade (JOHN, 1972). De um modo geral, a

concentração de chumbo na planta é maior na parte aérea que nas raízes (SPITLER &

FEDER, 1970). Contudo, depósitos semelhantes de chumbo, observados em raízes,

caules e folhas, sugerem que o elemento é transportado e depositado de forma similar

em todos os tecidos da planta. Vários estudos descrevem o efeito tóxico do chumbo

sobre processos, tais como: fotossíntese, mitose e absorção de água, entretanto, os

sintomas tóxicos nas plantas não são muito específicos. Efeitos subcelulares podem

ser descritos como: inibição da respiração e fotossíntese, devido a distúrbios nas

32

reações de transferência de elétrons (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 1984).

Normalmente, as quantidades encontradas nas plantas são tão pequenas que não

afetam a saúde dos animais que a comem. Entretanto, em certos solos este elemento

pode se concentrar de tal modo a tornar as forragens de uso impróprio, devido ao

eminente perigo de contaminação por bioacumulação.

2.1.2.10. Valores Orientadores de Qualidade do Solo

Em 1981, com o advento da promulgação da Lei Federal 6.938, a qual dispõe

sobre a Política Nacional do Meio Ambiente - PNMA, dava-se início a uma série de

legislações posteriores ligadas pelo assunto antes menosprezado pelo homem, o meio

ambiente. De acordo com o artigo segundo desta Lei Federal, a PNMA brasileira tem

por objetivo a preservação, melhoria e recuperação da qualidade ambiental propícia à

vida. Nesta mesma Lei, através da redação do artigo primeiro, criava-se o Sistema

Nacional do Meio Ambiente (SISNAMA). A legislação brasileira começava a dar seus

primeiros passos na área ambiental, partícipe intrínseca e fundamental no conceito tão

debatido e utilizado contemporaneamente, o desenvolvimento sustentável. Em 1988, a

nova Constituição Federal Brasileira acabou dando forças à Lei aqui mencionada, já

que nos seus incisos VI e VII do artigo 23 atribui como competência comum da União,

dos Estados-membros, do Distrito Federal e dos Municípios a proteção do meio

ambiente e combate à poluição em qualquer de suas formas e a preservação das

florestas, da fauna e da flora. Ainda, em 2002, a Lei 10.406, em seu parágrafo primeiro

do artigo 1.228, preconiza que o direito de propriedade deve ser exercido de modo que

sejam preservados a flora, a fauna, as belezas naturais, o equilíbrio ecológico e o

patrimônio histórico e artístico, bem como evitada a poluição do ar e das águas.

Em 2009, com base legal no inciso VII do artigo oitavo da Lei 6.938/1981, o

qual atribui competência ao Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) no que

condiz ao estabelecimento de normas, critérios e padrões relativos ao controle e à

manutenção da qualidade do meio ambiente, é criada a Resolução CONAMA 420.

Esta dispõe sobre critérios e valores orientadores de qualidade do solo quanto à

presença de substâncias químicas e estabelece diretrizes para o gerenciamento

ambiental de áreas contaminadas por estas substâncias em decorrência de atividades

antrópicas. A Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (CETESB),

localizada no Estado de São Paulo, foi a precursora nacional no que concerne ao

estabelecimento de valores orientadores. A tendência mundial é o estabelecimento de

uma lista orientadora geral de valores de referência de qualidade, com base em

análises de amostras de solo e de águas subterrâneas, de valores de alerta, com

33

caráter preventivo, e de valores de intervenção, derivados a partir de modelos

matemáticos de avaliação de risco, utilizando diferentes cenários de uso e ocupação

do solo previamente definidos, considerando-se diferentes vias de exposição e se

quantificando as variáveis toxicológicas (DIAS & CASARINI, 1996).

A adoção de valores orientadores é de fundamental importância no que tange à

proteção e preservação da qualidade dos solos brasileiros, servindo de base tanto

para valores a partir dos quais se pode falar de contaminação (BÁSCONES, 2003)

quanto para o subsídio de decisões com relação ao controle da poluição em áreas

contaminadas ou com suspeita de contaminação. A função destes valores numéricos é

prover uma orientação quantitativa no processo de avaliação de áreas contaminadas e

à tomada de decisão sobre as ações emergenciais, com vistas à proteção da saúde

humana (GUEDES, 2009). Nos incisos XXI, XXII, XXIII e XXIV do artigo sexto da

Resolução CONAMA 420/2009, são apresentadas as seguintes definições no que

concerne a avaliação da qualidade do solo quanto à presença de substâncias

químicas, como os metais pesados, as quais são:

XXI - Valores Orientadores: são concentrações de substâncias químicas que fornecem

orientação sobre a qualidade e as alterações do solo e da água subterrânea;

XXII - Valor de Referência de Qualidade – VRQ: é a concentração de determinada

substância que define a qualidade natural do solo, sendo determinado com base em

interpretação estatística de análises físico-químicas de amostras de diversos tipos de

solos;

XXIII - Valor de Prevenção – VP: é a concentração de valor limite de determinada

substância no solo, tal que ele seja capaz de sustentar as suas funções principais de

acordo com o art. 3º (*);

XXIV - Valor de Investigação – VI: é a concentração de determinada substância no

solo ou na água subterrânea acima da qual existem riscos potenciais, diretos ou

indiretos, à saúde humana, considerando um cenário de exposição padronizado.

(*) - Artigo 3º; Parágrafo único – São funções principais do solo:

I - servir como meio básico para a sustentação da vida e de habitat para pessoas,

animais, plantas e outros organismos vivos;

II - manter o ciclo da água e dos nutrientes;

34

III - servir como meio para a produção de alimentos e outros bens primários de

consumo;

IV - agir como filtro natural, tampão e meio de adsorção, degradação e transformação

de substâncias químicas e organismos;

V - proteger as águas superficiais e subterrâneas;

VI - servir como fonte de informação quanto ao patrimônio natural, histórico e cultural;

VII - constituir fonte de recursos minerais; e

VIII - servir como meio básico para a ocupação territorial, práticas recreacionais e

propiciar outros usos públicos e econômicos.

A Tabela 2.4 apresenta uma lista dos valores orientadores de qualidade do solo

quanto a alguns metais pesados. Ainda, baseado no artigo 15 desta resolução, as

concentrações de substâncias químicas no solo resultantes da aplicação ou

disposição de resíduos e efluentes, observada a legislação em vigor, não poderá

ultrapassar os respectivos valores de prevenção.

35

Tabela 2.4: Valores orientadores de qualidade do solo quanto a metais pesados (Fonte:

CONAMA, 2009).

Substâncias

Solo (mg.kg -1 de peso seco) (1)

Referência

de

qualidade

Prevenção

Investigação

Agrícola

APMax Residencial Industrial

Inorgânicos

Chumbo E 72 180 300 900

Cobre E 60 200 400 600

Cádmio E 1,3 3 8 20

Zinco E 300 450 1000 2000

Cromo E 75 150 300 400

Níquel E 30 70 100 130

Manganês E - - - -

Ferro E - - - -

(1) - Para comparação com valores orientadores, utilizar as recomendações dos métodos

3050b (exceto para o elemento mercúrio) ou 3051 da USEPA-SW-846 ou outro procedimento

equivalente, para digestão ácida de amostras de solos na determinação das substâncias

inorgânicas por técnicas espectrométricas;

E – a ser definido pelo Estado.

Conforme o artigo 13 da Resolução CONAMA 420/2009, segundo a

concentração de substâncias químicas encontradas na área de investigação, os solos

são enquadrados em classes de qualidade dos solos. De acordo com a classificação,

com base no artigo 20 desta resolução, deverão ser observados os procedimentos de

prevenção e controle da qualidade do solo para cada classificação em específico. A

Tabela 2.5 mostra a linha de raciocínio pretendida pelo legislador.

36

Tabela 2.5: Classes de qualidade dos solos e ações de prevenção e controle (Fonte:

CONAMA, 2009).

Solos Art. 13 Art. 20

Classe 1

Solos que apresentam

concentrações de substâncias

químicas menores ou iguais ao

VRQ.

Não requer ações.

Classe 2


concentrações de pelo menos

uma substância química maior

do que o VRQ e menor ou igual

ao VP.

Poderá requerer uma avaliação

do órgão ambiental, incluindo a

verificação da possibilidade de

ocorrência natural da substância

ou da existência de fontes de

poluição, com indicativos de

ações preventivas de controle,

quando couber, não envolvendo

necessariamente investigação.

Classe 3




que o VP e menor ou igual ao VI.

Requer identificação da fonte

potencial de contaminação,

avaliação da ocorrência natural

da substância, controle das

fontes de contaminação e

monitoramento da qualidade do

solo e da água subterrânea.

Classe 4




que o VI.

Requer as ações estabelecidas

no Capítulo IV (*).

(*) – Capítulo IV – DAS DIRETRIZES PARA O GERENCIAMENTO DE ÁREAS

CONTAMINADAS

2.2. VEGETAÇÃO COMO BIOINDICADORA DE POLUIÇÃO

AMBIENTAL

O conhecimento de que certas espécies vegetais são capazes de colonizar

solos metalíferos é conhecido desde a década de 40 (BROOKS, 1998). Algumas

plantas podem acumular metais pesados, dentro ou fora de seus tecidos, devido à sua

grande habilidade em se adaptar às propriedades químicas do meio ambiente. Sendo

assim, podem ser consideradas reservatórios intermediários através do qual os metais

pesados se movem do solo, água e ar para o homem e animais (FERNANDES, 2006),

podendo ser consideradas como receptoras passivas de metais pesados. A resistência

das plantas aos íons de metais pesados pode ser obtida por um mecanismo em que a

mesma os evita, o que inclui a imobilização do metal nas raízes e na parede celular. A

37

tolerância aos metais pesados está baseada no sequestro dos íons dos metais nos

vacúolos, sua ligação com ligantes apropriados como os ácidos orgânicos, proteínas e

peptídeos e na presença de enzimas que podem funcionar a altos níveis de íons

metálicos (GARBISU & ALKORTA, 2001). FERNANDES (2006) afirma que as plantas

podem apresentar diferentes mecanismos de tolerância em resposta ao excesso de

metais pesados, incluindo a redução do transporte através da membrana, exclusão,

formação de peptídeos ricos em grupos tiólicos, quelação por ácidos orgânicos e

aminoácidos e compartimentação de metal em estruturas subcelulares.

A tolerância a metais pesados pode ser definida como a capacidade de uma

planta de sobreviver e reproduzir em locais que são tóxicos ou perigosos para a

maioria das outras plantas, devido à elevada concentração no solo de um ou mais

metais (MACNAIR, 1993; MACNAIR & BAKER, 1994), já que, na maioria dos casos, a

contaminação ocorre por vários metais simultaneamente (SOARES et al., 2001). De

acordo com o mecanismo de tolerância, as espécies vegetais podem ser classificadas

como indicadoras, acumuladoras e exclusoras. Nas indicadoras, o transporte e a

absorção dos metais, na parte aérea, são regulados e a concentração interna reflete

os níveis externos de contaminação. Nas acumuladoras, os metais concentram-se na

parte aérea. Já nas exclusoras, a concentração dos metais pesados na parte aérea é

mantida em níveis constantes até que uma concentração crítica no solo seja

alcançada, ocorrendo então o aumento do transporte dos metais (BAKER, 1981). As

plantas acumuladoras são próprias para a fitoextração e as exclusoras para a

fitoestabilização (ACCIOLY & SIQUEIRA, 2000). MCGRATH et al. (2000) propuseram

um modelo da possível resposta das espécies vegetais ao aumento da concentração

dos metais pesados no solo (Figura 2.7). Este modelo mostra que espécies vegetais

hiperacumuladoras possuem a capacidade de acumular metais pesados em

concentrações muito acima das plantas indicadoras e exclusoras, sem apresentarem

sintomas de toxidez.

38

Figura 2.7: Modelo de resposta das espécies vegetais ao aumento de concentração de metais

pesados no solo (Fonte: MCGRATH et al., 2000).

De acordo com KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001), espécies indicadoras

são organismos que servem como mensuradores das condições ambientais que

existem em um determinado local. Dentre os organismos utilizados como

bioindicadores, destacam-se certas plantas superiores, que podem apresentar

alterações típicas nas folhas, perdas foliares, redução de crescimento, alterações nos

padrões de floração, ou ainda, alterações na frequência e abundância de populações

quando expostas a poluentes atmosféricos (KLUMPP, A., DOMINGOS & KLUMPP, G.,

1996; KRUPA & LEGGE, 1999; SCERBO et al., 1999; KLUMPP, A., KLUMPP, G., &

ANSEL, 2003; BURGER, 2006). As plantas são importantes bioindicadores de

poluição ambiental, sendo bastante utilizadas em estudos ambientais tanto de

avaliação de impacto ambiental como de monitoramento de áreas contaminadas.

Existem espécies tolerantes capazes de acumular altas concentrações de zinco,

chumbo e cobre ou outro metal tóxico, acima de 1% da massa seca, pela formação de

fitoquelatinas, que irão sequestrar os íons metálicos, evitando concentrações críticas

de metais nas células (MOHR & SCHOPFER, 1995). Estes organismos vivos,

conhecidos como bioindicadores, respondem ao estresse a que se encontram

submetidos por modificações nos seus ciclos vitais ou pela acumulação de poluentes

(GARTY et al., 1998; CARRERAS & PIGNATA, 2001; CARNEIRO, 2004). Os

bioindicadores podem ser utilizados de forma passiva, quando já habitam a área de

estudo; ou em método ativo, quando são introduzidos de forma controlada no

ambiente a ser investigado (DOMINGOS et al., 1998; SILVA et al., 2000; SUMITA et

al., 2003).

39

Em decorrência das alterações nos organismos vegetais bioindicadores ou

comunidades vegetais que reagem de forma previsível e quantificável a perturbações

ambientais, por meio de alterações nas suas funções vitais ou composição química,

estes podem ser usados para a avaliação da extensão das mudanças em seu

ambiente (ARNDT & SCHWEIZER, 1991). De acordo com DE TEMMERMAN et al.

(2004), as plantas bioindicadoras são classificadas em quatro grandes grupos:

bioindicadoras, biosensoras, bioacumuladoras e biointegradoras. As bioindicadoras

são plantas que apresentam sintomas visíveis como necroses, cloroses e distúrbios

fisiológicos, tais como redução no crescimento e redução no número e diâmetro das

flores. As biosensoras são plantas que reagem ao efeito dos poluentes aéreos com

efeitos não visíveis, apresentando alterações moleculares, celulares, fisiológicas e

bioquímicas. As bioacumuladoras são plantas que também não apresentam sintomas

visíveis e são menos sensíveis aos poluentes aéreos, porém acumulam partículas de

poeira e gases dentro dos seus tecidos. As biointegradoras são plantas que indicam o

impacto da poluição por intermédio do aparecimento, desaparecimento ou mudança

na densidade da população ou até de comunidades. As espécies de plantas

superiores que apresentam tolerância a metais pesados pertencem geralmente às

seguintes famílias: Caryophyllaceae, Cruciferae, Cyperaceae, Gramineae,

Leguminosae e Chenopodiaceae (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001).

Apesar dos efeitos observados em plantas não poderem ser extrapolados para

populações humanas, os resultados de experimentos com plantas podem ser

utilizados para este fim, considerando a grande sensibilidade de tais organismos,

mesmo em situações de baixos níveis de contaminação pelo ar. Assim, é admissível

considerar que se um poluente não causa nenhum dano detectável para a maioria das

espécies vegetais sensíveis, não afetará também as demais espécies, incluindo o

homem (GUIMARÃES et al., 2000). Os vegetais têm sido largamente empregados

como método complementar de monitoramento da qualidade do ar e da presença de

contaminantes na troposfera (MA, 1999; PIGNATA et al., 1999; SCERBO et al., 1999).

Considerando-se que a biomassa vegetal recobre parcela significativa da superfície

terrestre, os vegetais desempenham papel importante na persistência de

contaminantes químicos, como os metais pesados. Assim sendo, o uso de organismos

vivos, como as espécies vegetais, permite que seja verificada a atividade fisiológica de

substâncias nocivas, a ocorrência de intoxicações crônicas de exposições prolongadas

e a pesquisa de áreas extensas e em períodos prolongados (CARNEIRO, 2004).

Um aspecto interessante e favorável com relação ao conjunto de espécies

vegetais que temos em nosso planeta é o de que as mesmas conseguem se adaptar a

40

quase todo tipo de ambiente, inclusive àqueles um tanto quanto inóspitos até mesmo

para o homem e suas tecnologias e evolução atuais. A maioria das espécies possui a

capacidade de simbiose com os mais variados organismos presentes na biota local,

fato este que possibilita sua adaptação a, praticamente, quase todo tipo de solo,

inclusive àqueles contaminados por poluentes orgânicos e/ou metais pesados. Assim

sendo, além das espécies vegetais servirem como bioindicadoras e para

biomonitoramento ambiental, elas podem também ser utilizadas na remediação de

áreas contaminadas. Os vegetais podem atuar de forma direta ou indireta na

remediação ambiental (DIAS, 2000). O conceito de fitorremediação de áreas

degradadas consiste do uso de espécies vegetais cujo propósito é a descontaminação

de sítios poluídos, por exemplo, com contaminantes orgânicos e metais pesados. A

fitorremediação, no geral, é um termo utilizado para designar um conjunto de

tecnologias e práticas que empregam plantas e micro-organismos associados para

remediar solos contaminados (ANDRADE, 2007). O principal objetivo desta técnica,

além de propiciar a limpeza ambiental do sítio contaminado, é a redução dos níveis de

periculosidade dos contaminantes, como os metais pesados, através de um

isolamento, imobilização ou degradação dos mesmos, a um determinado índice de

segurança satisfatório à proteção do ecossistema e saúde da sociedade.

Como o Brasil apresenta predominantemente clima tropical, há a possibilidade

de cultivar a espécie vegetal de interesse praticamente o ano inteiro. O país detém

biomas riquíssimos, estimando-se que nele existam mais de vinte por cento do total de

espécies do planeta (MMA, 2008). Logo, existe uma vasta reserva de fenogenótipos a

serem testados e de genótipos passíveis de incorporação mediante cruzamentos e/ou

engenharia genética. Assim sendo, está disponível um farto arsenal de material para a

melhoria ou até para a formação de novas espécies transgênicas fitorremediadoras,

hiperacumuladoras ou não. A fitorremediação apresenta-se como uma tecnologia de

fácil acesso, utilização e mais barata se comparada com outras técnicas de

recuperação de áreas degradadas, possuindo uma capacidade de atender uma maior

demanda, e que apresenta grande potencial de desenvolvimento futuro (CHEKOL,

2004).

O estudo da poluição ambiental em áreas de destruição de explosivos e

munições inservíveis é relativamente novo tanto no cenário internacional como no

nacional. A maioria dos estudos aborda a contaminação de sítios militares utilizados

para treinamento de tiro e operações afins. Um estudo internacional de destaque que

aborda este assunto é a dissertação de mestrado de Travis Jake Anderson, da

Universidade de Iowa, intitulada “Phytoremediation of Energetic Compounds at Eglin

41

Air Force Base”. Neste estudo, utilizou-se uma metodologia baseada na amostragem

aleatória sistemática, em três parcelas amostrais próximas à área de detonação,

sendo a mais distante a parcela controle, com 100 pontos amostrais de coleta de solo

e vegetação cada e espaçamento entre pontos de aproximadamente 5 metros - m.

Ainda, 40 pontos amostrais de solo foram coletados fora das parcelas e próximos,

também, da área de destruição. A área não possuía vegetação, sendo que foi

introduzida nestas parcelas a espécie gramínea denominada Pensacola Bahia ou

Paspalum notatum. O objetivo principal do trabalho foi avaliar a fitorremediação pela

espécie vegetal acima citada para compostos orgânicos. No âmbito nacional, o

presente estudo constitui um avanço nesta linha de pesquisa, sendo pioneiro com

relação a este assunto.

Levando-se em consideração fontes antrópicas de poluição atmosférica

similares à da área de estudo, alguns estudos têm sido realizados no Brasil. Dentre

estes, um estudo de destaque é a dissertação de mestrado de Thaynara Santana

Rabelo, da Universidade Federal da Bahia, intitulada Estudo da Contaminação

Remanescente de Chumbo e Cádmio no Município de Santo Amaro – BA. Este estudo

gerou um artigo denominado “A Study of the routes of contamination by lead and

cadmium in Santo Amaro, Brazil”, de Sandro Machado et al. (2012). A metodologia

utilizada neste estudo baseou-se em duas etapas: a primeira parte enfocou um

levantamento dos trabalhos anteriores realizados na região com o objetivo de

identificar pontos amostrais de coleta utilizados e análises prévias de solo e escória. A

segunda parte, a metodologia da pesquisa de campo do trabalho em si, consistiu

primeiramente em uma investigação preliminar nas ruas e quintais da região de estudo

baseada em dados e informações anteriores. Em um segundo momento de

investigações de campo, realizou-se uma simulação das dispersões atmosféricas da

fonte de poluição da área (chaminés de uma indústria de mineração e metalurgia),

estabelecendo, desta forma, os pontos de coleta de solo e a metodologia de

amostragem a ser empregada. Por conseguinte, baseado na simulação desenvolvida,

realizou-se uma campanha de investigação detalhada em determinadas ruas

representativas no que tange à poluição atmosférico-ambiental da área de estudo.

Assim sendo, foi coletado um total de 35 amostras individuais e 7 amostras compostas

de solo. O objetivo principal do trabalho foi avaliar a contaminação ambiental

remanescente da fonte antrópica de poluição característica da região.

No presente estudo, objetivou-se utilizar as espécies vegetais da flora da área

analisada como bioindicadoras do cenário ambiental em função da destruição de

explosivos e munições inservíveis. Com isto, possibilitar-se-ia uma visualização

42

panorâmica do quadro de uma possível poluição por contaminantes inorgânicos, estes

presentes na constituição química dos explosivos e munições inservíveis detonados

na região central de destruição da área. Estudos anteriores na área, como os de

AMARAL SOBRINHO (2008), GUEDES (2009) e SILVA (2010), possibilitaram a

formação e caracterização de um diagnóstico no que concerne à contaminação por

metais pesados no solo e nas águas superficiais, sendo que o cenário de

contaminação apresentado nos respectivos estudos propiciou uma base para a

investigação da população florística característica do local, ainda não estudada. A

metodologia amostral empregada procurou mimetizar no relevo do sítio estudado, em

função dos transectos lineares baseados na rosa dos ventos e das unidades amostrais

em formato de círculo, a característica físico-espacial do fenômeno da explosão,

procurando ser o mais abrangente possível no que tange a distância alcançada pelos

poluentes atmosféricos da região e suprindo a necessidade de uma simulação

atmosférica da complexa e atípica fonte de dispersão atmosférica da região. Este

estudo procurou confirmar e/ou corroborar com os anteriores no que tange a avaliação

e diagnóstico de impactos ambientais por contaminação de metais pesados no solo e,

além disto, procurou, como prioridade do trabalho, avaliar e caracterizar os possíveis

impactos ambientais ocasionados pela exposição de poluentes inorgânicos à flora da

região de estudo, tais poluentes oriundos de uma deposição atmosférica das

partículas metálicas residuais em função das detonações dos explosivos e munições

inservíveis, fonte antrópica de contaminação da região.

2.3. INVESTIGAÇÕES PRELIMINARES NA ÁREA DE ESTUDO

A Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro (UFRRJ) realizou uma

investigação da área de estudo em 2008, na qual se constatou contaminação no solo

por metais pesados. A região apresentou contaminação por cádmio, chumbo e cobre.

Neste diagnóstico, a área de destruição de explosivos e munições inservíveis, com

1.343,1 m2, foi investigada em uma grade regular de amostragem de solo com

espaçamento de 5x5 m. Coletaram-se amostras no local onde são realizadas as

explosões e obteve-se 30 pontos amostrais, nos quais foram retiradas amostras

simples em cinco profundidades: 0-20 centímetros - cm, 20-40 cm, 40-60 cm, 60-80

cm e 80-100 cm; totalizando 150 amostras. Também foram coletadas amostras de

solo na área circunscrita à área de destruição em 15 pontos localizados a jusante e a

montante nas mesmas profundidades, totalizando 75 amostras. Além disto, foram

abertas duas trincheiras para a verificação de contaminação em profundidade superior

a um metro onde coletaram amostras simples até a profundidade de 1,6 m.

43

As concentrações de metais pesados no solo foram determinadas segundo o

método EPA 3051, o mesmo utilizado no presente trabalho, para: cobre, ferro,

manganês, zinco, cromo, níquel, cádmio e chumbo. Para a interpretação dos

resultados, os limites críticos dos teores de metais pesados foram comparados com os

valores orientadores para solo e águas subterrâneas no Estado de São Paulo,

propostos pela CETESB em 2005. A análise geoestatística foi realizada somente para

os metais pesados cádmio, cobre e chumbo, os quais apresentaram concentrações

consideradas de contaminação para o solo. Desta forma, os parâmetros mensurados

possibilitaram a construção de mapas de variabilidade espacial destes metais. Estes

mapas foram feitos no software SURFER 8, em função da interpolação dos dados

através do método de regressão geoestatístico de krigagem. Os cálculos de

semivariância e validação dos modelos de semivariogramas foram realizados por meio

do programa computacional GEOSTAT. Os resultados obtidos pelo Departamento de

Solos do Instituto de Agronomia da UFRRJ constataram que a área de destruição de

explosivos e munições inservíveis apresentava uma contaminação moderada para os

metais cádmio e cobre e elevada para o elemento chumbo. A Figura 2.8 apresenta a

locação dos pontos de amostragem de solo realizados na área de destruição e a

Figura 2.9, à correlação aproximada dos pontos com a área central de destruição.

Figura 2.8: Pontos de amostragem de solo na área de destruição (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008).

44

Figura 2.9: Correlação dos pontos de amostragem com a área central de destruição (Fonte:

SILVA, 2010).

Diante dos resultados, foram criados mapas de variabilidade espacial,

referentes à área interpolada e seus pontos de amostragem, para os elementos

cádmio, cobre e chumbo. Dentre estes, somente o chumbo apresentou regiões que se

enquadravam no conceito de classe de área contaminada, via CETESB (2005). As

Figuras 2.10, 2.11 e 2.12 reproduzem os mapas referidos do estudo feito pela UFRRJ

nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm para os metais cádmio, cobre e chumbo,

respectivamente.

45

Figura 2.10: Variabilidade espacial do cádmio na área de estudo (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008).

Figura 2.11: Variabilidade espacial do cobre na área de estudo (Fonte: AMARAL SOBRINHO,

2008).

46

Figura 2.12: Variabilidade espacial do chumbo na área de estudo (Fonte: AMARAL

SOBRINHO, 2008).

No que concerne aos compostos orgânicos, a despeito do uso de explosivos,

como o TNT, na técnica de destruição a céu aberto dos explosivos e munições

inservíveis, não foi encontrada na área de estudo contaminação por compostos

orgânicos aromáticos. O responsável pelo diagnóstico destes elementos foi a

Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro - PUC-RJ, a qual utilizou o

procedimento analítico baseado no método EPA 8330 adaptado por cromatografia

líquida com detector de varredura de diodo (HPLC/CAD).

Em 2009, sob plano de investigação coordenado pela COPPE-UFRJ e IME,

atividades de campo como levantamento planialtimétrico, sondagens a percussão com

Standard Penetration Test - SPT, levantamento geofísico (eletrorresistividade) e

coletas de amostras de solo (deformadas e blocos) perto da área central de destruição

na área de estudo foram realizadas. No que concerne à análise laboratorial dos metais

pesados, ao contrário deste estudo e da investigação preliminar feita para poluentes

inorgânicos, a dissertação de mestrado de Alessandra Almeida Dias da Silva, cujo

título se chama Estudo da Contaminação por Metais Pesados em Área de Destruição

de Munição, originada da investigação acima mencionada, utilizou o método de

extração sequencial de metais pesados em solo. O plano de investigação proposto

propiciou dados e informações importantes como a análise dos fluxos subterrâneos e

de escoamento superficial, posição do lençol d’água, medida indireta da pluma de

contaminação no subsolo e a caracterização física e físico-química dos estratos de

solo e análise química. Ainda, ensaios de batelada, adensamento, retenção de

47

umidade e permeabilidade no solo foram realizados com o intuito de determinar

parâmetros de transporte das espécies metálicas através do solo. No que tange a

contaminação por metais pesados no solo, esta investigação validou a investigação

preliminar da área de estudo, encontrando elevados teores de cobre e de chumbo na

região central de destruição. Além disto, os resultados obtidos através da extração

sequencial para o metal pesado chumbo mostraram um comportamento coerente com

o citado na literatura, na qual este metal associa-se mais expressivamente com os

óxidos de ferro e manganês (fração redutora). O cobre, assim como o chumbo,

mostrou um comportamento de acordo com o esperado, além da ligação com

substâncias orgânicas apresentou baixa mobilidade. Os teores mais significativos

deste metal foram detectados na fração trocável.

48

3. MATERIAIS E MÉTODOS

3.1. ESTRUTURA DA INVESTIGAÇÃO

Esta investigação está inserida no projeto de pesquisa denominado “Sistema

de Gestão Ambiental para Atividades Militares”, o qual é coordenado pelo IME, em

parceria com a COPPE-UFRJ e financiado pela CAPES. Devido ao fato da área de

estudo ter sido alvo de uma ação civil pública do Ministério Público Federal, o qual

cobrou do comando responsável pela unidade militar da região estudos de avaliação

de impactos ambientais nas comunidades vizinhas à área de destruição de explosivos

e munições inservíveis, foram tomadas medidas que culminaram em investigações

preliminares do sítio a partir de 2008, em que a UFRRJ ficou responsável pelo estudo

de metais pesados no solo da região e a PUC-RJ, pelo estudo dos contaminantes

orgânicos. Os primeiros resultados acusaram contaminação da região por metais

pesados; cádmio, cobre e chumbo em específico. Entretanto, não foi detectada

contaminação por poluentes orgânicos.

Levando-se em consideração a base de dados obtida por estas investigações

pioneiras, elaborou-se um plano de investigação experimental com foco para os

metais pesados. Com relação ao diagnóstico do solo, este estudo baseou-se nas

aferições e assertivas apresentadas pelo estudo anterior da UFRRJ, comandado por

Amaral Sobrinho (2008), procurando verificar os resultados preliminarmente obtidos.

Na vegetação, como não foram realizados estudos anteriores desta variável do

ecossistema, o presente estudo caracteriza-se como um avanço para o projeto de

pesquisa aqui citado, tornando-se uma base de dados sólida para futuras

investigações e até mesmo na tomada de decisões de remediação. Assim sendo, o

propósito geral da investigação foi servir como um diagnóstico confirmativo da

contaminação por metais pesados na região de estudo, ratificando e acrescentando

impactos ambientais oriundos da fonte antrópica de poluição da área.

O experimento de campo baseou-se na coleta de amostras deformadas de solo

e de vegetação, de acordo com a grade estrutural de pontos amostrais delineada para

tal fim, sendo de investigação confirmatória para o solo e de investigação preliminar

para a vegetação. O objetivo desta etapa foi de colher material em quantidade

necessária para as análises de laboratório, às quais proporcionariam resultados

importantes para a caracterização da área de estudo e para o diagnóstico da

contaminação ambiental por metais pesados. Assim sendo, foram feitas

caracterizações físicas e químicas do solo da área estudada e análises químicas de

detecção e quantificação de metais pesados

vegetação.

As análises de laboratório

da formação de uma base de resultados mensurados, podendo

analisar e desenvolver assertivas com relação à contaminação da região e impactos

associados. As caracterizações físicas e químicas do solo da região tiveram o

propósito de mensurar propriedades relevantes com relação à avaliação da interação

entre estas, a exemplo do pH e

análises químicas de metais tanto do solo como da vegetação t

proporcionar um quadro panorâmico da contaminação da região e sua posterior

avaliação e relação com impactos associados ao meio ambiente como um todo. A

Figura 3.1 apresenta, em suma, a estrutura organizacional das atividades realizadas

na área de estudo.

Figura 3.1: Estrutura organizacional das atividades

3.2. ESTUDO DE CAMPO

Devido ao peculiar e diferenciado

contaminação da área de estudo, foi elaborada uma grade de pontos de coleta de solo

e de vegetação com o propósito de simular os efeitos do fenôm

Por se tratar de um fenômeno caracterizado por um súbito aumento de volume e

grande liberação de energia concentrada, desencadeando altas temperaturas e

produção de gases, a explosão lança ondas de pressão ao redor do local onde oco

Diagnóstico ambiental confirmatório da

contaminação no solo

Caracterização físico-quimica e análise

química das amostras de solo

Coleta de amostras de solo deformado

quantificação de metais pesados, tanto para o solo quanto para a

As análises de laboratório procuraram dar suporte ao estudo de campo através

da formação de uma base de resultados mensurados, podendo-se,




entre estas, a exemplo do pH e da CTC, com as espécies químicas encontradas. As

análises químicas de metais tanto do solo como da vegetação tiveram a finalidade de

um quadro panorâmico da contaminação da região e sua posterior

ção com impactos associados ao meio ambiente como um todo. A


Estrutura organizacional das atividades realizadas no experimento.

ESTUDO DE CAMPO

Devido ao peculiar e diferenciado tipo de espalhamento da fonte de

a área de estudo, foi elaborada uma grade de pontos de coleta de solo

vegetação com o propósito de simular os efeitos do fenômeno físico da explosão.



produção de gases, a explosão lança ondas de pressão ao redor do local onde oco

Extrapolação dos Resultados

Diagnóstico ambiental confirmatório da

contaminação no solo

Diagnóstico ambiental preliminar da

contaminação na vegetação

Análises de Laboratório

quimica e análise

química das amostras de soloAnálise química das amostras de vegetação

Atividades de Campo

Coleta de amostras de solo deformado Coleta de amostras de vegetação

49

, tanto para o solo quanto para a

procuraram dar suporte ao estudo de campo através

se, desta forma,




, com as espécies químicas encontradas. As

iveram a finalidade de

um quadro panorâmico da contaminação da região e sua posterior

ção com impactos associados ao meio ambiente como um todo. A


realizadas no experimento.

mento da fonte de

a área de estudo, foi elaborada uma grade de pontos de coleta de solo

eno físico da explosão.



produção de gases, a explosão lança ondas de pressão ao redor do local onde ocorre

Diagnóstico ambiental preliminar da

contaminação na vegetação

Análise química das amostras de vegetação

Coleta de amostras de vegetação

50

e lança fragmentos do material explodido em todas as direções. De acordo com

BERTA (1985), a característica essencial de uma explosão é a de liberar, em um

tempo brevíssimo, uma grande quantidade de energia nas formas de onda de choque

e gases, a pressão e temperatura muito altas. Assim sendo, foram delineados

transectos lineares com ponto de partida no marco zero (Figura 3.2), localizado no

centro da zona neutra, a qual representa o epicentro das detonações na área central

de destruição. A zona neutra é o círculo-base da grade do experimento e possui um

raio de 25 m. Foram feitos caminhamentos ao longo de oito pontos cardeais (N, NE, L,

SE, S, SO, O e NO), perfazendo um total de 225 m a partir do ponto de origem para

cada um dos pontos, utilizando-se a rosa dos ventos como parâmetro. Desta forma,

cobriu-se uma área total de aproximadamente 159.000 m2. A Figura 3.3 mostra o

modelo de grade adotado em campo para as coletas de solo e vegetação na área de

destruição.

Figura 3.2: Marco zero na área central de destruição.

51

Figura 3.3: Modelo de grade de campo adotado na área de estudo.

Dentro de cada transecto, existem 14 pontos de observação, sendo que do

marco zero ao ponto 1 a distância é de 25 m; do ponto 1 ao ponto 11 foram feitos

espaçamentos de 10 m, totalizando 100 m entre estes pontos; os pontos 12 e 13

tiveram espaçamentos de 25 m, totalizando 50 m entre estes pontos; e o ponto 14, 50

m de espaçamento. Do ponto 11 ao ponto 14 foram caminhados mais 100 m, dando

um total geral de 225 m de caminhamento em cada transecto linear. De acordo com a

grade montada, pode-se perceber pela Figura 3.3 que círculos foram delineados com

o propósito de servirem como unidade amostral, ou seja, cada círculo representa uma

unidade amostral com 8 repetições, que são os pontos coletados em cada direção

cardeal da rosa dos ventos. Neste sentido, pretendeu-se mensurar o quantitativo de

contaminantes distribuídos pela força da explosão associada ao vento e sua

predominância momentânea na ocasião da destruição dos explosivos e munições

inservíveis. Assim sendo, foram criadas 14 unidades amostrais com 8 pontos resposta

para cada círculo amostral. Em cada unidade amostral foram tiradas médias do

quantitativo de cada metal pesado estudado (Pb, Cu, Cd, Zn, Cr, Ni, Mn e Fe),

totalizando 14 observações em função da distância e da simulação do fenômeno da

explosão. O ponto referencial central e os pontos amostrais da primeira e da última

52

unidade amostral foram georreferenciados utilizando-se um Global Positioning System

– GPS da marca Garmin (modelo: 76CSX) com precisão de até 15 m, sendo que foi

usado o sistema de coordenadas UTM, Datum horizontal WGS84 e fuso 23S.

A coleta de solo, por não ter sido a prioridade deste estudo, foi feita em 8

pontos dos 14 de cada transecto delineado, sendo que um destes pontos foi coletado

dentro da zona neutra criada, a 10 m a partir do marco zero para cada direção cardeal.

Ainda, foram feitas coletas de amostras em duas profundidades: 0-20 cm e 20-40 cm.

A zona neutra foi criada devido ao fato de o trabalho ter sido voltado especialmente

em função da vegetação. Assim, como esta zona é alvo de periódicas detonações de

explosivos e munições inservíveis, a vegetação mostra-se escassa ou ausente.

Contudo, para um estudo de solos, já feito anteriormente na área, é vital a coleta de

dados justamente no epicentro das explosões. Assim, procurando-se manter um

padrão proporcional da distância e uma representatividade para as futuras análises de

regressão, foram coletadas amostras de solo nos seguintes pontos: 1, 2, 5, 8, 11, 13,

14 e o ponto dentro da zona neutra. Foram coletados ao todo 64 pontos de

observação para cada profundidade no solo da região. Utilizaram-se trados para a

retirada das amostras de solo, onde os mesmos eram lavados de ponto em ponto para

evitar a contaminação cruzada de material residual dos pontos no instrumento referido.

A coleta de solo em cada ponto era feita próxima ao piquete fincado no solo, o qual foi

usado para referenciar no campo cada ponto de observação conforme a distância e a

direção cardeal, especificamente do lado direito de cada piquete e nunca com uma

distância maior que um metro do mesmo. Sacos plásticos seláveis, de polipropileno e

com dimensões de 15x20 cm, foram utilizados para o armazenamento das amostras

coletadas.

A coleta de vegetação foi feita nos 14 pontos delineados de cada transecto

linear, totalizando 112 pontos de observação na área de estudo. Em cada piquete

representativo do ponto de observação foi feita uma coleta por meio de amostra

composta, onde eram coletadas partes aéreas dos vegetais, gramíneas e folhas, no

entorno dos piquetes. Essa amostra composta baseou-se na imitação da grade de

campo dos pontos criada para o estudo, ou seja, em cada piquete foram coletadas

amostras de vegetação nos oito pontos cardeais, sendo que o raio delineado em

função de cada piquete para a amostra composta variava em torno de 1 até 5 m de

distância do mesmo. Desta maneira, um círculo era criado para simular a unidade

amostral proposta, sendo que para cada ponto de coleta de vegetação oito sub-

amostras eram juntadas em um saco e misturadas, dando assim certa

representatividade da biodiversidade da flora de cada ponto. Apesar das espécies

53

vegetais apresentarem diferentes tipos de comportamento com relação aos metais

pesados e diferentes tipo de resposta em função de cada elemento, devido ao fato de

a área de estudo estar dentro de um fragmento de Mata Atlântica, como estes biomas

possuem considerável biodiversidade de espécies, não existia uma espécie vegetal

predominante e representativa desta formação florestal. Com isso, optou-se por

analisar a concentração de contaminação nos tecidos e órgãos das plantas em função

da flora característica da região como um todo. Utilizaram-se luvas especiais de coleta

e tesouras de poda para a retirada da parte aérea das amostras de vegetação. Sacos

de papel Kraft de 3 kg e com dimensões de 20x32 cm foram utilizados para o

armazenamento das amostras coletadas, estes sendo colocados na estufa.

3.3. ANÁLISES DE LABORATÓRIO

3.3.1. Análises Físicas e Químicas do Solo

Todas as análises físicas e químicas feitas no solo foram segundo a

metodologia do “Manual de Métodos de Análise de Solo” da EMBRAPA (1997) na

Empresa Brasileira de Pesquisas Agropecuárias - EMBRAPA Solos - RJ. Este manual

reúne métodos clássicos empregados na caracterização física e química de solos,

incluindo métodos internacionais e nacionais desenvolvidos e adaptados pela

EMBRAPA-CNPS, antigo Serviço Nacional de Levantamento e Conservação de Solos,

para solos tropicais de carga variável. As amostras de solo foram secas em estufa a

40°C, passadas em peneiras de náilon e pesadas. Este procedimento tem o propósito

de separar as frações do solo (terra fina, cascalho e calhaus) da amostra original para

a determinação da proporção destas frações e seu encaminhamento para as devidas

análises laboratoriais. As análises físicas basearam-se nos seguintes princípios:

- Terra fina, Cascalho e Calhaus – Objetivou-se quantificar as frações terra fina (< 2

mm), cascalho (2 a 20 mm) e calhaus (> 20 mm) presentes na amostra original através

da pesagem de cada uma destas frações. Com os devidos pesos secos da amostra

original, cascalho e calhaus, os cálculos foram feitos de acordo com as seguintes

expressões:

54

- Análise Granulométrica (Dispersão Total) – Utilizou-se o método da pipeta, o qual se

baseia na velocidade de queda das partículas que compõem o solo. Fixa-se o tempo

para o deslocamento vertical na suspensão do solo com água, após a adição de um

dispersante químico (NaOH ou calgon). Pipeta-se um volume da suspensão para

determinação da argila (< 0,002 mm), que seca em estufa é pesada. As frações

grosseiras, areia fina (0,2 a 0,05 mm) e areia grossa (2 a 0,2 mm), são separadas,

secas em estufa a 105°C e pesadas para obtenção dos respectivos percentuais. O

silte (0,05 a 0,002 mm) corresponde ao complemento dos percentuais para 100%. É

obtido por diferença das outras frações em relação à amostra original. Os

equipamentos utilizados neste procedimento foram o dessecador, a estufa e o stirrer.

Os cálculos dos valores das frações foram de acordo com as seguintes expressões:

55

No que tange às análises químicas, o pH (1:2,5), a CTC (pH = 7,0) e a

percentagem de saturação de bases – V (%) foram os parâmetros de fertilidade

analisados e interpretados neste presente estudo. Estas análises químicas basearam-

se nos seguintes princípios:

- pH – Utilizou-se o princípio que se baseia na medição do potencial eletronicamente

por meio de eletrodo combinado imerso em suspensão solo:líquido (água e KCl), na

proporção de 1:2,5. O equipamento usado neste procedimento foi o potenciômetro

(marca: Orion; modelo: 710A) com eletrodo de vidro combinado (marca: Analion).

- CTC – Consistiu na extração das bases trocáveis de cálcio (Ca2+) e magnésio (Mg2+)

com solução de KCl (1M) e de sódio (Na+) e potássio (K+) com solução de Mehlich-1,

também chamada de solução duplo-ácida ou de Carolina do Norte, sendo constituída

por uma mistura de HCl (0,05M) com H2SO4 (0,0125M). Por conseguinte, foi realizada

a leitura dos elementos cálcio e magnésio no espectrômetro de emissão atômica com

plasma induzido - ICP/OES e dos elementos sódio e potássio no fotômetro de chama

(marca: Digimed; modelo: DM-6), este representado na Figura 3.4. Com os valores

destes elementos, calculou-se o valor S (soma de cátions trocáveis) através da

fórmula abaixo:

Figura 3.4: Fotômetro de chama utilizado nas determinações iônicas.

A acidez potencial (H+ + Al3+) foi determinada através de extração com solução

de acetato de cálcio (0,5 mol/L) tamponado a pH 7 em presença do indicador

56

fenolftaleína e titulação com solução de NaOH 0,025 mol/L. Assim, a capacidade de

troca de cátions teve seu cálculo conforme a expressão abaixo:

- Valor V (Percentagem de Saturação de Bases) – Representa a participação das

bases trocáveis em relação ao total de cátions no complexo. Este valor é utilizado para

a caracterização de solos eutróficos e distróficos. Os solos eutróficos são solos em

que a porcentagem de saturação por bases é superior a cinquenta por cento (V >

50%), sendo solos de alta fertilidade. Os solos distróficos são solos em que a

porcentagem de saturação por bases é inferior a cinquenta por cento (V < 50%),

sendo solos de fertilidade média ou baixa. O cálculo utilizado para a aferição deste

parâmetro de fertilidade baseou-se na seguinte equação:

3.3.2. Extração dos Metais Pesados no Solo e na Veg etação

Na extração dos metais pesados no solo, utilizou-se o método EPA 3051 da

“United States Environmental Protection Agency” - USEPA para quantificar os teores

pseudototais. As amostras foram encaminhadas para a digestão fechada em forno de

micro-ondas (marca: Anton Paar; modelo: Multiwave 3.000). A programação do forno

de micro-ondas (Figura 3.5) para este método foi a seguinte:

- Potência: 1.400 W;

- Pressão: 0,5 bar/s;

- Temperatura na rampa: 175°C em 5’30’’;

- Tempo de permanência no platô (175°C): 4’30’’;

- Tempo de resfriamento: 15’00’’.

57

Figura 3.5: Forno de micro-ondas usado na digestão em sistema fechado.

A determinação analítica dos metais pesados foi obtida por meio de um

espectrômetro de emissão atômica com plasma induzido (ICP/OES) (marca: Perkin

Elmer; modelo: Optima 3.000), com as seguintes condições operacionais:

- Potência de trabalho: 1.500 W;

- Altura de janela: 9 mm;

- Vazão de argônio no nebulizador: 0,8 L/min;

- Vazão de argônio no plasma: 15 L/min;

- Vazão do gás auxiliar N: 0,5 L/min;

- Vazão da amostra: 2 mL/min.

A Tabela 3.1 mostra o comprimento de onda e o limite de detecção de cada

metal pesado analisado neste trabalho, no ICP/OES (Figura 3.6).

58

Tabela 3.1: Comprimento de onda e limite de detecção dos metais no ICP/OES.

Espectrômetro de Emissão Atômica com Plasma Induzid o (ICP/OES)

Metal Pesado Comprimento de onda (nm) Limite de dete cção (mg/L)

Chumbo 220.353 0,040

Cobre 324.754 / 327.396 0,003

Cádmio 214.438 / 226.502 0,002

Zinco 213.856 / 206.191 0,001

Cromo 205.560 / 267.716 0,007

Níquel 232.003 / 231.604 0,020

Manganês 257.610 0,001

Ferro 238.204 / 259.940 0,040

Figura 3.6: Espectrômetro de emissão atômica com plasma induzido – ICP/OES.

Todas as curvas analíticas dos metais pesados analisados pelo ICP/OES

apresentaram coeficientes de correlação maiores do que 0,995 (R > 0,995). Estas

determinações foram acompanhadas de provas em branco (Blank) e triplicatas para as

amostras, material de referência certificado (MRC 2709 – San Joaquin Soil) e padrões

aquosos (Merck) para os metais pesados analisados.

No que condiz à extração dos metais pesados na vegetação, as amostras

foram colocadas em sacos de papel perfurados, tendo sido utilizados para este

propósito os mesmos sacos de papel Kraft usados na coleta, e postas para secar na

59

estufa com circulação forçada de ar a uma temperatura de 65°C. Todo o material

vegetal foi lavado antes dos procedimentos operacionais. Depois de secas, as

amostras foram moídas em um moinho de aço inoxidável a fim de evitar a

contaminação das amostras, principalmente por ferro, zinco e cobre. Em seguida, o

material vegetal seco e moído foi submetido a uma digestão nitro-perclórica por via

úmida (sistema aberto). A quantidade de cada amostra usada no método de digestão

acima citado foi de 500 mg de massa seca do material vegetal, sendo usados 4 mL de

HNO3 e, posteriormente, 2 mL de HClO4. Depois da digestão do material recolhido na

área de estudo (gramíneas e folhas), através do bloco digestor na capela de exaustão,

as amostras foram transferidas para tubos falcon e avolumadas com água ultrapura

para 30 mL, volume suficiente para as análises e ideal para concentrar os extratos.

Por conseguinte, as determinações analíticas dos teores dos metais pesados chumbo,

cobre, cádmio, zinco, cromo, níquel, manganês e ferro foram obtidas através do

equipamento ICP/OES. Conforme o protocolo analítico adotado nos laboratórios,

foram utilizadas amostras controle certificadas pelo programa interlaboratorial de

análise de tecido vegetal (ESALQ/USP) do ano 23 (biênio 2008/09), com o propósito

de assegurar uma maior precisão dos resultados pretendidos nas análises realizadas

na EMBRAPA Solos – RJ.

3.3.3. Análise Estatística dos Dados

Os resultados aferidos nas análises de laboratório tanto para solo quanto para

vegetação na extração dos metais pesados foram agrupados de maneira concisa em

planilhas eletrônicas (Microsoft Excel), sendo organizados de modo a facilitar a

importação dos dados para os programas utilizados nas análises feitas neste estudo.

Os dados obtidos do conjunto de metais padrão analisados pela EMBRAPA Solos, ou

seja, cobre, ferro, manganês, zinco, cromo, níquel, cádmio e chumbo foram

submetidos a análises de regressão e de coeficientes de correlação de Pearson - R no

software Lab Fit (versão 7.2). Segundo VIEIRA & HOFFMANN (1989), a aplicação da

análise de variância em um conjunto de observações depende da satisfação das

pressuposições de independência, normalidade e variância constante. Contudo, para

estas análises, os dados utilizados não precisaram ser transformados para alcançar

este propósito devido ao fato de ter sido utilizado apenas o valor da média de cada

unidade amostral. Os resultados das análises laboratoriais em que o teor do elemento

estava abaixo do limite de detecção da técnica utilizada foram equiparados ao valor

zero, ou seja, presumiu-se que não fora encontrado o elemento no ponto analisado.

Alguns valores obtidos foram excluídos devido à desproporcionalidade de tendência

dos dados em um determinado padrão local, sendo substituídos pela média dos

60

valores restantes da unidade amostral à qual o valor do elemento pertencia na grade

amostral de pontos do experimento. Desta maneira, procurou-se manter a

fidedignidade dos dados, evitando-se assim a aleatoriedade, minimizando a

interferência do erro humano nas análises laboratoriais e mantendo a

representatividade das análises feitas neste estudo.

Os mapas de variabilidade espacial dos metais pesados no solo e na

vegetação foram delineados no software SURFER 11. Estes mapas tiveram a

finalidade de propiciar uma visualização panorâmica do cenário de contaminação

ambiental na área de estudo pelos metais analisados, tanto para a variável solo como

para a variável vegetação. Para a confecção dos mapas, antes das análises

estatísticas usuais, os dados foram submetidos aos testes de Lilliefors e Cochran no

software Assistat (versão 7.6). O primeiro teste objetivou verificar se os valores dos

dados de uma determinada variável seguiam ou não uma distribuição de médias e

desvios-padrão calculados na mesma amostra, ou seja, se eles possuíam distribuições

normais. O segundo teste teve o propósito de verificar a existência ou não da

homogeneidade de variância dos dados. Diante dos resultados, os dados foram

transformados em logaritmo natural para a obtenção da independência, normalidade e

variância constante. Alguns metais tiveram seus teores pseudototais somados a 1

antes da transformação em logaritmo natural, já que uma ou algumas concentrações

apresentaram valores equiparados ao valor zero. Estes dados transformados foram

interpolados pelo método de regressão geoestatístico da Krigagem e as coordenadas

dos pontos amostrais da grade foram calculadas em função da distância dos pontos

com relação ao eixo das ordenadas e das abscissas em coordenadas gráficas para

cada transecto linear. Antes da interpolação geoestatística, verificou-se a existência ou

não de dependência espacial entre os dados transformados no software GS+ (versão

9). Como estes dados transformados apresentaram homogeneidade de variância e,

consequentemente, menores coeficientes de variação se comparados aos dos dados

originais, houve dependência espacial, evidenciando que a variabilidade espacial das

concentrações dos metais pesados na região não foi simplesmente aleatória, sendo a

maior parte do fenômeno explicado pelos modelos de ajuste geoestatísticos obtidos

para cada metal analisado, tanto no solo como na vegetação.

É interessante citar que nos coeficientes de correlação linear entre as

profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm no solo e entre as respectivas profundidades e

a vegetação, considerou-se como número de observações as médias obtidas de solo

e vegetação das unidades amostrais onde tiveram estas coletas em conjunto, ou seja,

as unidades amostrais 1, 2, 5, 8, 11, 13 e 14 (7 observações). A média calculada tanto

61

para o R como para as análises de regressão baseou-se no somatório dos 8 pontos-

resposta de observações dentro de cada unidade amostral dividido pelo número de

transectos delineados, ou seja, oito. Os valores zero não interferiram nas análises

feitas e muito menos em uma possível subestimação das médias, já que o propósito

do estudo era analisar o quantitativo encontrado na unidade amostral e presumir que

este valor total se espalhasse de maneira similar nos 8 pontos cardeais utilizados

como transectos, apesar de na realidade o fenômeno não acontecer deste modo

devido à predominância de momento do vento na hora da detonação dos explosivos e

munições inservíveis. Procurou-se simular uma padronização da fonte de

contaminação, onde as próprias médias, através do somatório representativo do total

de metais depositados em função da distância, nas unidades amostrais em formato de

círculo, similares à onda de choque da explosão, anulassem o efeito do vento e da

topografia da região.

62

4. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO

4.1. ASPECTOS GERAIS

A área de estudo (Figura 4.1), utilizada atualmente para a destruição de

explosivos e munições inservíveis, pertence a uma instituição nacional militar

integrante das Forças Armadas, a qual por motivos de confidencialidade requerida e

segurança nacional não será especificamente localizada. A região enquadra-se na

classificação climática como tropical chuvosa, possui umidade relativa média mensal

de 73 a 80% e temperatura média anual de 20 a 27°C (SILVA, 2010). Cerca de 85%

das chuvas anuais ocorrem entre outubro e março e possui estimativa de precipitação

média anual de 1.225 mm, sendo a máxima média mensal de 195 mm em janeiro e a

mínima média mensal de 31 mm em junho. No que diz respeito aos ventos, segundo

estudos realizados na região, em virtude do relevo e da proximidade com o oceano, o

vento apresenta como primeira predominância os quadrantes sul e oeste-sudoeste e

como segunda predominância os quadrantes norte-nordeste e leste-nordeste. Quanto

à velocidade do vento, no período entre 1981 e 1989, aproximadamente 68% dos

ventos apresentaram velocidade variando entre 1,5 a 5 m/s, com percentual de calmas

de 19,4%. A climatologia dos ventos no Estado em que a área de estudo está

localizada apresenta maior frequência dos ventos dos setores sul-sudeste e nordeste

durante quase todo o ano. A topografia da região mostra-se acidentada e com morros

e montanhas ao longo da paisagem, sendo que a região central de destruição de

munição apresenta os lados cardeais sul e sudeste livres de obstáculos de relevo no

que concerne ao avanço da frente aérea de contaminação antrópica dos poluentes

inorgânicos em função das detonações realizadas na área. A Figura 4.2 apresenta a

forma do relevo na região central de destruição de explosivos e munições inservíveis

da área.

Figura 4.1: Área de destruição de muniçã

Figura 4.2: Relevo da região central de destruição de munição.

Área de destruição de munição via satélite (Fonte: Google Earth, 2011).

Relevo da região central de destruição de munição.

63

o via satélite (Fonte: Google Earth, 2011).

Relevo da região central de destruição de munição.

64

4.2. SOLO

4.2.1. Caracterização Física

Levando-se em consideração a caracterização física do solo da área de estudo

na profundidade de 0-20 cm, esta apresentou, pela análise granulométrica, classe

textural franco-argilo-arenosa segundo o triângulo textural do USDA (EUA) e classe

textural média pelo triângulo textural simplificado da EMBRAPA. A análise

granulométrica é um importante parâmetro que possibilita a quantificação dos

componentes do solo, como a areia, silte e a argila. Esta análise foi feita pelo método

da pipeta para a componente argila, o qual se baseia na velocidade de queda das

partículas que compõem o solo (EMBRAPA, 1997), sendo que as componentes silte e

areia (fina e grossa) foram por peneiramento. Foram utilizadas 64 amostras, das quais

cada unidade amostral apresentava 8 pontos de coleta. Utilizou-se a média dos 8

pontos de cada unidade amostral, totalizando 8 observações ao longo de diferentes

distâncias, conforme a Tabela 4.1.

Tabela 4.1: Análise granulométrica do solo na profundidade de 0-20 cm.

Solo 0-20 cm

Ponto ∆S (m) Areia (%) Silte (%) Argila (%)

Marco zero 10 69 20 11

1 25 65 17 18

2 35 67 15 18

5 65 53 24 23

8 95 57 19 24

11 125 56 20 24

13 175 63 19 18

14 225 53 18 29

Em suma, o solo da área de estudo na profundidade de 0-20 cm apresentou

uma média geral de aproximadamente 60% de areia, 19% de silte e 21% de argila. A

Figura 4.3 mostra a média de porcentagens das componentes do solo em função da

distância para cada unidade amostral coletada na região.

Figura 4.3: Caracterização física do solo na profundidade de 0

Na profundidade de 20

da profundidade de 0-20 cm

aproximadamente 58% de areia, 19% de silte e 23% de argila.

granulométrica (areia grossa, areia fina, silte e argila) no solo, para as profundidades

de 0-20 cm e 20-40 cm, obtid

experimento encontram-se no A

respectivamente. A Tabela 4.2 mostra os resultados da análise granulométrica para a

profundidade de 20-40 cm

do solo em função da distância, na mesma profundidade, para cada unidade amostral.

Tabela 4.2: Análise granulométrica do solo na profundidade de 20

Ponto ∆S (m)

Marco zero 10

1 25

2 35

5 65

8 95

11 125

13 175

14 225

0

50

100

10

(%)

Análise Granulométrica (0

Caracterização física do solo na profundidade de 0-20 cm.

Na profundidade de 20-40 cm, os resultados obtidos foram parecidos com os

20 cm. No geral, o solo da área apresentou uma média geral de

aproximadamente 58% de areia, 19% de silte e 23% de argila. Os valores da análise


40 cm, obtidas em cada ponto amostral da grade de pontos deste

se no Apêndice 1, nas Tabelas A.1.1 e A

abela 4.2 mostra os resultados da análise granulométrica para a

40 cm e a Figura 4.4 a média de porcentagens da


Análise granulométrica do solo na profundidade de 20-

Solo 20-40 cm

(m) Areia (%) Silte (%)

65 22

62 17

63 16

48 21

59 16

125 54 19

175 63 18

225 50 18

25

35

65

95

12

5

17

5

22

5

ΔS (m)

Análise Granulométrica (0-20 cm)

Argila

Silte

Areia

65

20 cm.

os resultados obtidos foram parecidos com os

. No geral, o solo da área apresentou uma média geral de

Os valores da análise


de pontos deste

abelas A.1.1 e A.1.2,

abela 4.2 mostra os resultados da análise granulométrica para a

centagens das componentes


-40 cm.

Argila (%)

13

21

21

31

25

27

19

32

Argila

Silte

Areia

Figura 4.4: Caracterização física do solo na profundidade de 20

De acordo com os resultados,

apresenta uma média de 59% de areia e 22% de argila. Em função disto, a

caracterização física do solo da área contribui para uma maior disponibilidade de

metais pesados, principalmente na

neutra. Esta zona é o epicentro das detonações feitas com o objet

explosivos e munições inservíveis. Tanto na

40 cm a zona neutra apresentou valores

fração argila. A pouca quantidade de argila dificulta a formação de complexos pelos

metais no complexo sortivo do solo. Solos com esta porcentagem alta da fração areia

costumam apresentar os seguintes comportamentos

permeabilidade, baixa capacidade de retenção de água, boa aeração, baixo teor de

matéria orgânica no solo, rápida decomposição da matéria orgânica, alto potencial de

lixiviação de poluentes, baixa capacidade de armazenamento de nutrie

resistência à mudança de pH.

de 70% da fração areia na área de estudo, utilizando 30 pontos amostrais com

profundidade de 0-20 cm

presente estudo. É interessante citar

percentual de argila aumenta e o de areia diminui com o distanciamento da área

central de destruição, evidenciando que as sazonais explosõe

desertificação do solo, alterando suas propriedades físico

biota e microbiota da área

gerada pelos explosivos utilizados nas detonações.

0

50

100

10

(%)

Análise Granulométrica (20

Caracterização física do solo na profundidade de 20-40 cm.

De acordo com os resultados, o solo da área de destruição de



metais pesados, principalmente na região que corresponde aos primeiros 25 m

neutra. Esta zona é o epicentro das detonações feitas com o objetivo de destruir os

inservíveis. Tanto na profundidade de 0-20 cm como na de 20

a zona neutra apresentou valores da fração areia em torno de 67% e 12% na



costumam apresentar os seguintes comportamentos e propriedades:

baixa capacidade de retenção de água, boa aeração, baixo teor de


lixiviação de poluentes, baixa capacidade de armazenamento de nutrie

resistência à mudança de pH. GUEDES (2009) encontrou valores percentuais acima


alocados basicamente na zona neutra deli

É interessante citar que, nas duas profundidades analisadas, o


central de destruição, evidenciando que as sazonais explosões na região

alterando suas propriedades físico-químicas,

e queimando a matéria orgânica por meio da onda de calor

gerada pelos explosivos utilizados nas detonações.

25

35

65

95

12

5

17

5

22

5

ΔS (m)

Análise Granulométrica (20-40 cm)

Argila

Silte

Areia

66

40 cm.

o solo da área de destruição de munição



responde aos primeiros 25 m, a zona

ivo de destruir os

20 cm como na de 20-

da fração areia em torno de 67% e 12% na



e propriedades: alta

baixa capacidade de retenção de água, boa aeração, baixo teor de


lixiviação de poluentes, baixa capacidade de armazenamento de nutrientes e baixa

GUEDES (2009) encontrou valores percentuais acima


alocados basicamente na zona neutra delineada por este

ades analisadas, o


s na região provocam a

químicas, esterilizando a

e queimando a matéria orgânica por meio da onda de calor

Argila

Silte

Areia

67

De acordo com o mapeamento feito pela Companhia de Pesquisa de Recursos

Minerais - CPRM em 2001, a área de estudo apresenta solo do tipo podzólico

vermelho-amarelo distrófico e solo aluvial eutrófico (SILVA, 2010). Conforme a

classificação de solos do sistema brasileiro (EMBRAPA, 1999), este é denominado

neossolo flúvico e aquele, argissolo vermelho-amarelo. O argissolo vermelho-amarelo

caracteriza-se por apresentar gradiente textural, com nítida separação entre horizontes

quanto à cor, estrutura e textura. São profundos a pouco profundos, moderadamente a

bem drenados, com textura muito variável, mas com predomínio de textura média na

superfície. Apresentam porosidade total baixa a média (EMBRAPA, 2006). São solos

minerais, não hidromórficos e caracterizados pela presença de um horizonte B textural

de coloração vermelho-amarelada. Ocorrem em áreas de relevo desde suave

ondulado até forte. Estas variedades são extremamente suscetíveis à erosão hídrica,

devido ao fato de que a água, ao percolar de forma relativamente fácil no horizonte

superficial, encontrando logo abaixo um horizonte naturalmente adensado, tem sua

velocidade de infiltração drasticamente diminuída. Há assim uma rápida saturação dos

poros no horizonte superficial e um aumento da lâmina de água da superfície, com

consequente aumento do escorrimento superficial e dos riscos de erosão (SILVA,

2010). Basicamente, a área estudada apresenta predominância do argissolo vermelho-

amarelo, com apenas poucos locais em que o solo é classificado como neossolo

flúvico, locais estes próximos ao corpo hídrico da região.

Os neossolos flúvicos são de natureza muito variada, dependendo fortemente

das características dos sedimentos aluviais que os formaram, possuem más condições

de drenagem e sofrem constantes inundações. Derivados de sedimentos aluviais,

estes solos possuem camadas estratificadas sem relação pedogenética. São solos

minerais, não hidromórficos, pouco desenvolvidos. Geralmente estes solos

apresentam cores claras, embora possam ocorrer cores escuras intercaladas entre as

camadas. Localizam-se em áreas planas, nas planícies de inundação dos rios, sob

vegetação pioneira de influência fluvial e estepe (SILVA, 2010).

4.2.2. Caracterização Química

No que concerne à caracterização química, o solo da área de estudo

apresentou uma percentagem de saturação por bases da CTC a pH 7, ou seja, o

parâmetro de fertilidade V (%) em torno de 49 %. Este parâmetro pedológico reflete

quantos por cento dos pontos de troca de cátions potencial do complexo coloidal do

solo estão ocupados por bases. Representa a participação das bases trocáveis em

relação ao total de cátions no complexo (EMBRAPA, 1997). Como já mencionado,

68

trata-se de um parâmetro utilizado para separar solos considerados férteis (V > 50) de

solos de menor fertilidade (V < 50) (EMBRAPA, 2006). Assim como na caracterização

física, na química também foram utilizadas 64 amostras, utilizando-se 8 pontos de

observação, oriundos de médias com 8 pontos amostrais, ao longo das distâncias. O

valor V é calculado da seguinte maneira:

onde:

S – Soma de Bases Trocáveis;

T – CTC a pH 7.

A Tabela 4.3 apresenta os valores médios de V encontrados no solo da área de

estudo, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm.

Tabela 4.3: Valores médios de V na área de destruição.

V (%) Solo 0-20 cm Solo 20-40 cm

Ponto ∆S (m) Média Ponto ∆S (m) Média

Marco zero 10 59 Marco zero 10 52

1 25 39 1 25 45

2 35 50 2 35 47

5 65 49 5 65 48

8 95 46 8 95 44

11 125 49 11 125 49

13 175 51 13 175 49

14 225 51 14 225 48

Média total = 49 Média total = 48

Média Geral = 49

Na profundidade de 0-20 cm, dos 62 pontos mensurados 30 apresentaram

valores de V menores que 50% e a média total desta profundidade foi de 49%. Isto

mostra que, levando em consideração este parâmetro, o solo da região estudada

apresenta certa equidade entre pontos com alta fertilidade e pontos com média a baixa

fertilidade, sendo necessário, para fins de futuras remediações ambientais, um estudo

mais detalhado no que diz respeito à fertilidade do solo da região. A profundidade de

20-40 cm apresentou a mesma tendência, sendo que 35 dos 59 pontos mensurados

no solo ficaram com valores menores que 50% e a média total em torno de 48%.

69

Levando-se em consideração as médias aferidas e os dados em si, pode-se dizer que

o solo da área de estudo apresenta locais distróficos, os quais são caracterizados

como solos de média ou baixa fertilidade, e locais eutróficos, estes caracterizados

como solos de alta fertilidade. É interessante ressaltar que a distribuição dos valores

encontrados na grade de pontos espacial do experimento sugere que a região não

possui uma tendência pré-definida em função de algum fator antrópico e/ou ambiental

no que tange a fertilidade do local. Assim sendo, um estudo mais completo de outros

parâmetros de fertilidade, sem levar em consideração apenas o método de calagem

pela saturação das bases, deve ser feito no sentido de balizar ainda mais as possíveis

técnicas de remediação futuras. Caso se opte por uma recuperação ambiental da área

utilizando métodos que usem a fitorremediação, a calagem do solo em alguns locais

da região, juntamente com o suprimento da nutrição vegetal das espécies vegetais,

será necessária.

O pH da área de estudo na profundidade de 0-20 cm (Figura 4.5), segundo a

análise de regressão efetuada, apresentou tendência de crescimento em função do

aumento da distância com relação ao epicentro das detonações. A média do pH nesta

profundidade ficou em torno de 5,2. De acordo com ALVAREZ (1999), a classificação

agronômica do pH ficou na faixa considerada baixa, sendo que na classificação

química deste mesmo autor ficaria na faixa considerada de acidez média (5,1 – 6). O

pH na profundidade de 20-40 cm (Figura 4.6) apresentou a mesma tendência de

comportamento e semelhante média. Assim sendo, o solo da área de estudo

apresentou um valor médio de pH de 5,2, valor considerado baixo se utilizado como

parâmetro a classificação agronômica supracitada. SILVA (2010) encontrou, na região

central de destruição, valores de pH de 5,23 e 4,50 nas profundidades de 55-60 cm e

45-50 cm, respectivamente, sendo estes valores considerados baixos também. A

Tabela 4.4 mostra os valores médios de pH na área de estudo ao longo da distância e

a Tabela 4.5 o quadro de classes de interpretação para a acidez ativa do solo utilizado

como referência.

70

Tabela 4.4: Valores médios de pH na área de estudo.

pH (1:2,5) Solo 0-20 cm Solo 20-40 cm


Marco zero 10 4,9 Marco zero 10 4,9

1 25 4,9 1 25 5,0

2 35 5,3 2 35 5,2

5 65 5,2 5 65 5,2

8 95 5,2 8 95 5,2

11 125 5,2 11 125 5,4

13 175 5,3 13 175 5,4

14 225 5,3 14 225 5,4

Média total = 5,2 Média total = 5,2

Média Geral = 5,2

Tabela 4.5: Classes de interpretação para a acidez ativa do solo - pH1 (Fonte: EMBRAPA,

2006).

Classificação Agronômica (pH) Muito Baixo Baixo Bom Alto Muito Alto

< 4,5 4,5 – 5,4 5,5 – 6,0 6,1 – 7,0 > 7,0 1 – pH em H2O, relação 1:2,5, TFSA:H2O.

Figura 4.5: Análise de regressão do pH na profundidade do solo de 0-20 cm.

71

Figura 4.6: Análise de regressão do pH na profundidade do solo de 20-40 cm.

Em um contexto geral, o valor baixo do pH médio da área de estudo pode estar

contribuindo para uma maior disponibilidade de metais no solo, potencializando

possíveis riscos e danos ambientais pela prática de destruição de explosivos e

munições inservíveis. RIEUWERTS et al. (2006) afirmam que o pH exerce forte

influência na dinâmica dos íons metálicos catiônicos (Cu2+, Zn2+, Ni2+, Mn2+, Fe3+, Cr2+,

Pb2+ e Cd2+), sendo estes mais móveis em condições de pH baixo, ou seja, em

ambiente de maior acidez.

A CTC, que representa o resultado da soma da acidez potencial ou total com a

soma de bases trocáveis, da área na profundidade de 0-20 cm (Figura 4.7), de acordo

com a análise de regressão, apresentou tendência de crescimento em função do

aumento da distância. A média da capacidade de troca catiônica desta profundidade

ficou em torno de 6,65 cmolc/dm3, valor considerado médio segundo as classes de

interpretação de fertilidade do solo para o complexo de troca catiônica de ALVAREZ

(1999). Na profundidade de 20-40 cm (Figura 4.8), a análise de regressão mostrou a

mesma tendência de comportamento da primeira profundidade e a média ficou por

volta de 6,70 (valor médio). De uma maneira geral, quanto mais longe da área central

de destruição de munição, maior a CTC nos primeiros metros, com tendência a se

estabilizar ao longo da distância. Isto ocorre devido ao fato que a área central de

destruição sofre sazonais detonações de explosivos e munições inservíveis. Diante

disto, o TNT utilizado nas explosões provoca uma esterilização do solo através do alto

nível de energia e calor concentrados gerado e liberado ao meio, matando tanto a flora

como a microfauna. Ainda, acidifica o solo, já que possui enxofre em sua composição,

e queima a matéria orgânica, componente fundamental para o aumento da CTC nos

solos. O TNT afeta a composição do solo e a atividade bacteriana. O impacto negativo

das explosões para o solo é caracterizada pela destruição da estrutura e a perda de

72

solo fértil, perda da camada orgânica do solo devido ao calor das explosões e poluição

do solo por resíduos de explosivos e metais (LIMA, NEVES & MOREIRA, 2008). A

Tabela 4.6 apresenta os valores médios de CTC na área de estudo ao longo da

distância e a Tabela 4.7 o quadro de classes de interpretação de fertilidade do solo

para a capacidade de troca catiônica utilizado como referência.

Tabela 4.6: Valores médios de CTC1 na área de estudo.

CTC (cmol c/dm 3) – pH = 7,0 Solo 0-20 cm Solo 20-40 cm


Marco zero 10 4,05 Marco zero 10 5,17

1 25 5,75 1 25 5,73

2 35 6,12 2 35 6,48

5 65 7,77 5 65 8,13

8 95 8,45 8 95 7,53

11 125 8,40 11 125 8,08

13 175 5,47 13 175 5,43

14 225 7,21 14 225 7,01

Média total = 6,65 Média total = 6,70

Média Geral = 6,67

1 – T=SB+(H+Al).

Tabela 4.7: Classes de interpretação para a CTC (Fonte: EMBRAPA, 2006).

Classificação (CTC) - cmol c/dm 3 Muito Baixo Baixo Médio 1 Bom Muito Bom ≤ 1,60 1,61 – 4,30 4,31 – 8,60 8,61 – 15,00 > 15

1 – O limite superior desta classe indica o nível crítico.

Figura 4.7: Análise de regressão da CTC na profundidade do solo de 0-20 cm.

73

Figura 4.8: Análise de regressão da CTC na profundidade do solo de 20-40 cm.

É interessante observar que o primeiro valor da média encontrado para a CTC

na profundidade de 0-20 cm ficou abaixo do padrão encontrado no resto dos outros

valores, ou seja, este valor referido ficou com a classificação de CTC baixa, diferente

do resto, os quais ficaram como valores médios de CTC. Pelas explosões serem um

fenômeno de superfície (detonação a céu aberto) na área central de destruição, não é

de se estranhar este valor encontrado nesta particular área da região. Os valores mais

baixos ficaram justamente mais próximos do epicentro das detonações. Isto pode ser

explicado pelo fato das detonações explodirem os horizontes superficiais, restando

apenas a camada do solo inconsolidada, o horizonte C. Na segunda profundidade, o

valor médio da unidade amostral 13 foi retirado devido ao fato deste estar subestimado

com relação a tendência da função de ajuste. Os valores médios encontrados nas

duas profundidades para a unidade amostral 13 se apresentaram atípicos se

comparados com a tendência dos outros valores médios vizinhos. O valor T ou CTC

do solo a pH = 7,0 é definida como sendo a soma total dos cátions que o solo pode

reter na superfície coloidal prontamente disponível à assimilação pelas plantas. Sob o

ponto de vista prático, é o nível da CTC de um solo que seria atingido caso a calagem

deste solo fosse feita para elevar o pH a 7,0 ou o máximo de cargas negativas

liberadas a pH 7,0 passíveis de serem ocupadas por cátions (EMBRAPA, 2006). Estes

cátions são determinados por métodos volumétricos, de emissão ou absorção atômica

(EMBRAPA, 1997). O baixo pH da área de estudo associado à média capacidade de

troca catiônica favorecem a lixiviação e a disponibilidade dos metais pesados retidos

pelo solo (SILVEIRA et al., 2003). Isto favorece a disponibilidade dos metais pesados

às plantas e aumenta a mobilidade destes no solo. Em suma, a CTC da região ficou

em torno de 6,67 cmolc/dm3.

É interessante citar que o

parâmetros pH e CTC (Figura

estatística dos parâmetros das funções de ajuste a pelo men

sendo que o pH apresentou as mesmas funções de ajuste nas duas profundidades

estudadas no solo do sítio. As funções utilizadas foram a logarítmica, a hiperbólica e a

inversa da hiperbólica. Os valores dos parâmetros de fertilidade

solo, nas profundidades de 0

grade de pontos do experimento, encontram

A.1.4, respectivamente.

4.3. VEGETAÇÃO

A área de estudo

Floresta Tropical Latifoliada Perenifólia Atlântica, sendo caracterizada, conforme a

classificação fitoecológica, como uma formação de Floresta Ombrófila Densa. A Mata

Atlântica é um bioma presente na maior parte do territó

seu ecossistema uma das maiores biodiversidades do planeta. Devido ao acirrado e

contínuo desmatamento, hoje se encontra extremamente reduzida a poucos

fragmentos, na sua maioria descon

original de Florestas Atlânticas foram extensivamente derrubadas, dando lugar a

atividades como pecuária, culturas agrícolas

mapa da ecorregião e limites da Mata Atlântica via satélite definida pelo “World Wide

Fund for Nature – WWF”.

Figura 4.9: Mapa da ecorregião e limites da Mata Atlântica via satélite (Fonte: NASA, 2012).

É interessante citar que os resultados das análises de regressão não linear dos

(Figuras A.1.1 e A.1.2; Apêndice 1) mostraram significância

estatística dos parâmetros das funções de ajuste a pelo menos 95% de probabilidade,



Os valores dos parâmetros de fertilidade (pH, CTC e V) do

solo, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm, obtidos em cada ponto amostral da

o experimento, encontram-se no Apêndice 1, nas

A área de estudo está situada no bioma conhecido como Mata Atlântica ou



Atlântica é um bioma presente na maior parte do território brasileiro, o qual possui no



fragmentos, na sua maioria descontínuos. As matas remanescentes d


atividades como pecuária, culturas agrícolas e reflorestamentos. A Figura 4.9


Mapa da ecorregião e limites da Mata Atlântica via satélite (Fonte: NASA, 2012).

74

análises de regressão não linear dos

mostraram significância

os 95% de probabilidade,



(pH, CTC e V) do

40 cm, obtidos em cada ponto amostral da

pêndice 1, nas Tabelas A.1.3 e

conhecido como Mata Atlântica ou



rio brasileiro, o qual possui no



tínuos. As matas remanescentes do domínio


igura 4.9 mostra o


Mapa da ecorregião e limites da Mata Atlântica via satélite (Fonte: NASA, 2012).

75

A floresta Ombrófila Densa, também conhecida como Floresta Pluvial Tropical,

é um tipo de vegetação caracterizada por fanerófitos (árvores perenes e lenhosas),

justamente pelas subformas de vida macro (árvores com altura entre 30 e 50 metros) e

mesofanerófitos (árvores com altura entre 10 e 25 metros). Sua característica

ecológica principal reside nos ambientes ombrófilos que marcam muito bem a região

florística florestal. Assim, a característica ombrotérmica da Floresta Ombrófila Densa

está presa aos fatores climáticos tropicais de elevadas temperaturas (médias de 25°C)

e de alta precipitação bem distribuída durante o ano (de 0 a 60 dias secos), o que

determina uma situação bioecológica praticamente sem período biologicamente seco

(IBGE, 1992). Trata-se de uma mata perenifólia com densa vegetação arbustiva e que

possui epífitas e trepadeiras em abundância. A Figura 4.10 mostra a típica vegetação

e formação florestal predominante da região.

Figura 4.10: Vegetação e formação florestal da área de estudo.

A área de estudo, no que diz respeito à vegetação, apresenta basicamente três

cenários diferentes. Na zona neutra, a vegetação é ausente ou, quando presente, é

escassa e rasteira. Passada a zona neutra, o segundo cenário caracteriza-se por uma

vegetação rasteira, sendo que a maioria dos pontos de coletas de solo e de vegetação

teve localização nesta parte. O terceiro e último cenário predominante da grade

montada no experimento de campo são justamente os fragmentos de Floresta

Ombrófila Densa. Em alguns pontos de coleta, conforme o aumento da distância,

ecótonos entre estas duas últimas regiões caracterizavam o cenário da grade montada

e do tipo de vegetação e formação florestal encontrados na região. Ecótonos são

zonas de transição em que comunidades florísticas diversas encontram-se e delineiam

uma fronteira entre estas diferentes paisagens ecológicas. A Figura 4.11 mostra a

76

zona de transição dos principais cenários, passada a zona neutra da grade do

experimento.

Figura 4.11: Ecótono ecológico da flora na área de estudo.

77

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1. ANÁLISE DOS DADOS OBTIDOS

5.1.1. Solo do Sítio

Os dados encontrados no solo da área de destruição foram analisados com

base nos valores orientadores de qualidade do solo da resolução CONAMA 420 de

2009. Para essa análise foram utilizados os valores de prevenção e os de investigação

agrícola APMax (Área de Proteção Máxima) desta resolução, em que o último valor

referido foi utilizado por ser o mais restritivo dentre os apresentados pela classe

investigação. Essa escolha baseou-se no não enquadramento da área de estudo em

qualquer das três denominações propostas pela resolução supracitada (investigação

agrícola APMax, residencial e industrial). As concentrações pseudototais dos metais

pesados estudados no solo do sítio, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm,

obtidas em cada ponto amostral da grade de pontos delineada para este experimento,

encontram-se no Apêndice 2, nas Tabelas A.2.1 e A.2.2, respectivamente. A Tabela

5.1 apresenta os valores mínimos, máximos e médios encontrados para cada metal

estudado no solo da área de destruição e suas respectivas localizações no espaço

amostral.

Tabela 5.1: Valores mínimos, máximos e médios obtidos para cada metal no solo da área de

destruição e suas respectivas localizações.

Valores Obtidos – Solo da Área de Destruição (mg.kg -1)

Metal Valor mínimo P.A. Valor máximo P.A. Valor méd io

Pb 5,18 SO-13 466 S-M.Zero 43,81 Cu 0,139 NO-14 221 S-M.Zero 28,62 Cd 0,357 NE-13 2,22 SE-5 0,63 Zn 11,4 NO-14 196 S-1 57,21 Cr 3,08 SE-13 41,9 SE-5 14,89 Ni 1,69 SE-11 17,6 SE-5 5,00 Mn 42,8 SE-11 638 SE-14 232,12 Fe 5.964 SE-11 29.560 SE-5 14.963,62

De uma forma geral, os valores mínimos e os menores valores obtidos no solo

da área de estudo situaram-se nos pontos amostrais mais distantes da área central de

78

destruição, e os valores máximos e os maiores valores, nos pontos amostrais mais

próximos. Os metais chumbo e cobre apresentaram valores máximos acima de seus

respectivos valores de investigação na legislação vigente, e o elemento cádmio, acima

de seu valor orientador de prevenção. É interessante citar que o metal pesado chumbo

mostrou uma concentração pseudototal, em seu valor máximo, superior a duas vezes

seu valor de investigação. SILVA (2010), através do método de extração sequencial,

encontrou valores máximos de chumbo e cobre de 178,66 mg/kg e 2.168,63 mg/kg,

respectivamente, na área central de destruição, com profundidade de 20-30 cm. Os

metais zinco, cromo e níquel não apresentaram valores máximos acima de qualquer

de seus respectivos valores orientadores. O manganês e o ferro não possuem valores

orientadores de qualidade do solo. Esse fato é explicado em função dos solos tropicais

apresentarem, naturalmente, ferro e manganês em altas concentrações (CETESB,

2001). Esses elementos não vêm sendo considerados como metais poluentes para os

solos, já que apresentam valores naturalmente elevados em solos intemperizados

(CETESB, 2005; CONAMA, 2009). As Tabelas 5.2 e 5.3 apresentam as médias

obtidas por unidade amostral dos metais estudados, nas profundidades de 0-20 cm e

20-40 cm, respectivamente.


profundidade de 0-20 cm.

Médias dos Metais por U.A. (mg.kg -1) – Solo de 0-20 cm

U.A. ∆S (m) Pb Cu Cd Zn Cr Ni Mn Fe M.Zero 10 136,1 18,1 1,06 104,68 21,1 7,89 181,88 13.791,25

1 25 65,25 63,56 0,35 78,28 17,79 6,23 190,05 13.533,38

2 35 58,68 52,25 0,55 66,78 14,86 5,79 220,63 13.185,5

5 65 60,18 50,82 0,67 59,38 17,22 5,33 234,63 16.178,5

8 95 30,46 25,44 0,67 43,7 12,38 4,73 256,38 15.201,63

11 125 4,04 6,16 0,47 40,48 12,35 4,21 279,23 15.905,88

13 175 2,83 4,15 0,42 41,69 10,7 4,31 230,19 13.174,88

14 225 2,09 3,71 0,56 49,11 10,71 3,28 311,25 15.455

79


profundidade de 20-40 cm.

Médias dos Metais por U.A. (mg.kg -1) – Solo de 20-40 cm

U.A. ∆S (m) Pb Cu Cd Zn Cr Ni Mn Fe M.Zero 10 166,35 94,08 1,09 91,29 21,2 8,06 181,5 14.710

1 25 67,46 56,33 0,69 75,6 19,11 6,92 209,58 14.738,75

2 35 42,98 38,82 0,53 55,38 15,55 4,95 231,35 14.297,13

5 65 55,05 31,28 0,68 54,88 17,32 3,14 214,75 17.922,88

8 95 2,99 4,72 0,31 31,35 10,58 2,53 231,24 13.427,63

11 125 0,71 3,14 0,71 38,14 13,76 4,36 270,06 17.193

13 175 2,31 3,12 0,52 43 12,37 4,47 198,09 14.185

14 225 3,51 2,34 0,72 41,59 11,25 3,87 273,11 16.517,5

Nas duas profundidades estudadas, observou-se uma tendência geral de

diminuição das médias das concentrações pseudototais dos metais pesados em

função do distanciamento da área central de destruição, à exceção do manganês e do

ferro, os quais apresentaram a tendência de aumento das médias com o decorrer da

distância. Essa tendência geral permite deduzir que a atividade de destruição de

munição possivelmente apresenta relação direta com os níveis de concentrações dos

metais encontrados na região, já que a concentração dos poluentes tende a ser maior

quanto mais próximo da fonte de contaminação.

As maiores médias foram encontradas na unidade amostral do marco zero, no

epicentro das detonações, à exceção dos metais manganês, ferro e cobre na

profundidade de 0-20 cm. O elemento cobre apresentou comportamento atípico se

comparado com sua média na profundidade de 20-40 cm e com a tendência geral dos

outros metais analisados. Os metais manganês e ferro constituem exceções

peculiares, já que esses elementos possuem grande influência da rocha matriz com

relação as suas concentrações no solo, ou seja, a formação pedológica é um fator

decisivo nos teores obtidos desses metais no solo do sítio. A maior média obtida para

o elemento chumbo apresentou valor próximo de seu valor orientador de investigação

na profundidade de 20-40 cm e maior que o valor de prevenção nas duas

profundidades. O metal pesado cobre, com relação as suas maiores médias nas

respectivas profundidades, apresentou comportamento semelhante ao do chumbo. O

cádmio, nas duas profundidades, apresentou um teor de concentração de sua maior

média próximo a seu valor de prevenção. A Tabela 5.4 mostra a porcentagem e o

80

quantitativo de pontos amostrais com valores dentro e fora da faixa limite de detecção

do ICP-OES para cada metal pesado analisado para o solo.

Tabela 5.4: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores dentro e fora da

faixa limite de detecção do ICP-OES para cada metal analisado para o solo.

ICP-OES – Pontos Amostrais – Solo

Metal Pesado

Valores dentro da faixa limite de detecção

Valores fora da faixa limite de detecção

% Nº % Nº Pb 55,47 71 44,53 57 Cu 93,75 120 6,25 8 Cd 60,94 78 39,06 50 Zn 100 128 - - Cr 98,44 126 1,56 2 Ni 75,78 97 24,22 31 Mn 100 128 - - Fe 100 128 - -

Os metais zinco, manganês e ferro apresentaram valores dentro da faixa de

detecção em todos os pontos amostrais. O chumbo foi o elemento que menos

apresentou valores na faixa de detecção do ICP-OES, seguido do cádmio e do níquel.

A maior parte dos pontos amostrais sem valores de detecção situou-se a partir de 95

m do epicentro das detonações, constituindo mais de 70% dos pontos amostrais com

concentrações pseudototais fora da faixa limite de detecção. A Tabela 5.5 apresenta a

porcentagem e o quantitativo de pontos amostrais com valores mensurados acima do

valor de investigação e acima do valor de prevenção da legislação vigente, para cada

metal pesado.

81

Tabela 5.5: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores mensurados acima

dos valores de referência da legislação vigente.

CONAMA 420/2009 – Pontos Amostrais (Valores Mensura dos) - Solo

Metal Pesado

Valores acima do valor de investigação

Valores acima do valor d e prevenção

% Nº % Nº Pb 14,08 10 28,17 20 Cu 0,83 1 19,17 23 Cd - - 19,23 15 Zn - - - - Cr - - - - Ni - - - - Mn - - - - Fe - - - -

Os metais zinco, cromo, níquel, manganês e ferro não apresentaram valores

acima de seus respectivos valores de referência da legislação vigente. No que condiz

aos elementos manganês e ferro, devido à falta de valores orientadores de qualidade

do solo, não foi possível fazer uma análise de toxicidade dos dados obtidos para esses

metais pesados no sítio estudado. O metal chumbo apresentou 42,25% dos pontos

amostrais com valores mensurados acima dos valores de referência da resolução

vigente, totalizando 30 de 71 pontos com concentrações pseudototais consideradas

tóxicas para o solo e sua biota. O cobre apresentou apenas um ponto amostral com

concentração acima do valor de investigação e, aproximadamente, 19% dos pontos

amostrais com valores mensurados acima do valor de prevenção. O cádmio

apresentou comportamento semelhante ao do cobre, porém não apresentando

nenhuma concentração acima do valor de investigação.

É interessante ressaltar que 97,79% dos valores do elemento chumbo foram

encontrados até a distância de 95 m, sendo que, a partir desta distância na primeira

profundidade e a partir de 125 m na segunda profundidade estudada, esse metal

pesado apresentou uma redução considerável das concentrações mensuradas.

Características semelhantes foram observadas para o metal cobre, sendo que o maior

quantitativo até 95 m, para esse metal pesado, foi de 95,06% dos valores obtidos.

Esse registro pode ser explicado pelo fato que o elemento chumbo é relatado como

sendo o metal menos móvel dentre os outros metais pesados (KABATA-PENDIAS &

PENDIAS, 2001) e o cobre ser um dos metais menos móveis no perfil do solo

(SANEPAR, 1997). Dessa forma, o carreamento e percolação desses metais no solo

82

são baixos, obtendo-se menores alcances da frente de contaminação por esses

processos se comparados com outros metais poluentes.

Dessa forma, pode-se dizer que apenas os metais chumbo, cobre e cádmio

apresentaram teores pseudototais acima dos respectivos valores de referência (valor

de prevenção e valor de investigação) da resolução utilizada como base para a análise

de toxicidade no solo do sítio estudado. O metal pesado chumbo apresentou elevada

contaminação no sítio, e os metais cobre e cádmio, contaminação moderada. Os

resultados obtidos para o solo da região corroboram com o fato de a grande maioria

dos projéteis serem fabricados com chumbo metálico e das espoletas possuírem, mais

comumente, uma mistura que predomina o estifinato de chumbo. Ainda, o principal

componente utilizado na composição de estojos, bases e encamisamentos é o latão

70-30, o qual apresenta a constituição de 70% de cobre (BARBOSA & MARQUES,

2009). Além disto, de acordo com BRUNELLE et al. (1970), a contaminação por

cádmio em áreas de destruição de munição é decorrente da presença deste elemento

na composição de munições. Assim sendo, a contaminação do solo no sítio estudado

procedeu-se, provavelmente, em decorrência da atividade de destruição de munição

na região. AMARAL SOBRINHO (2008) e GUEDES (2009) encontraram, na área

central de destruição, o mesmo diagnóstico de contaminação no solo da região

estudada, corroborando com os resultados encontrados neste estudo.

É interessante citar que SILVA (2010), por meio da técnica de extração

sequencial, encontrou um diagnóstico parecido na área central de destruição,

entretanto sendo moderada a contaminação por chumbo e elevada para o metal

cobre. O elemento cádmio não apresentou concentrações com níveis considerados

tóxicos por esse método de extração. Essa não padronização com os diagnósticos

anteriores e desse estudo pode ser explicado devido à diferença de métodos usados

para a mensuração das concentrações dos metais no solo, já que o diagnóstico aqui

ressaltado não utilizou o método de teores pseudototais de metais no solo (USEPA

3051).

5.1.2. Vegetação Circundante

Na vegetação, os dados aferidos com relação às concentrações pseudototais

das espécies vegetais, no entorno da área central de destruição, foram analisados

utilizando-se, como referência principal, os valores de literatura de Kabata-Pendias &

Pendias (2001). As análises de toxicidade na vegetação da região levaram em

consideração os maiores valores padrão da classe suficiente ou normal e os menores

valores padrão da classe excessivo ou tóxico para os metais pesados concentrados

83

nos tecidos e órgãos das plantas, generalizadas para várias espécies. Cabe explicitar

que, embora um estudo de contaminação feito para uma espécie vegetal em

específico seja mais eficaz do que um estudo generalizado das espécies de uma flora,

a área de estudo não permitia tal análise, já que, por ser um fragmento de mata

Atlântica, não existia uma espécie vegetal representativa da flora devido à

biodiversidade encontrada nesses ecossistemas. As concentrações pseudototais dos

metais pesados estudados na vegetação circundante da área de estudo, aferidas em

cada ponto amostral da grade de pontos delineada para este experimento, encontram-

se no Apêndice 2, na Tabela A.2.3. A Tabela 5.6 mostra os valores mínimos, máximos

e médios encontrados para cada metal pesado na vegetação da área de destruição e

suas respectivas localizações no espaço amostral.

Tabela 5.6: Valores mínimos, máximos e médios obtidos para cada metal pesado na

vegetação circundante da área de destruição e suas respectivas localizações.

Valores Obtidos – Espécies Vegetais da Área de Dest ruição (ppm)

Metal Valor mínimo P.A. Valor máximo P.A. Valor méd io

Pb 21,3 N-4 204 L-1 14,01 Cu 5,01 SE-13 118 L-1 23,06 Cd 0,329 NO-13 10,2 S-3 1,97 Zn 22,6 SO-12 333 SO-2 119,84 Cr 0,929 S-12 22 L-1 2,5 Ni 1,42 N-10 11,8 L-1 2,5 Mn 35,8 O-13 878 S-6 293,7 Fe 122 NE-8 7.850 SO-1 1.433,22

Assim como no solo do sítio, de uma maneira geral, os valores mínimos e os

menores valores obtidos na vegetação circundante à área central de destruição

situaram-se nos pontos amostrais mais distantes dessa e os valores máximos e os

maiores valores, nos pontos amostrais mais próximos. Os metais pesados chumbo,

cádmio e cromo apresentaram valores mínimos acima de seus respectivos valores

normais ou suficientes, generalizado para várias espécies. Todos os metais estudados

apresentaram valores máximos acima de seus respectivos valores considerados

excessivos ou tóxicos por KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001). Estes valores

máximos tiveram a peculiaridade de estarem entre duas a mais de seis vezes maiores

que os respectivos valores orientadores da literatura acima citada, com destaque para

os elementos chumbo e cobre, os quais apresentaram seus valores máximos maiores

84

que seis e cinco vezes, respectivamente, com relação aos seus valores considerados

tóxicos. Ainda, os valores médios obtidos para os metais pesados cobre e zinco

mostraram-se maiores que seus valores considerados excessivos ou tóxicos e os dos

metais chumbo, cádmio e cromo, maiores que seus valores considerados normais ou

suficientes. O ferro não possui valor de referência na literatura utilizada como base

para a análise de toxicidade. A Tabela 5.7 mostra as médias aferidas por unidade

amostral dos metais pesados analisados neste estudo.

Tabela 5.7: Valores das médias dos metais pesados analisados na vegetação circundante por

unidade amostral.

Médias dos Metais Pesados por U.A. (ppm) – Vegetaçã o

U.A. ∆S (m) Pb Cu Cd Zn Cr Ni Mn Fe 1 10 51,61 45,96 4,15 187,39 8,26 6,16 325,75 3.187,57

2 25 21,38 48,3 4,77 236,88 5,16 4,52 285,13 2.798,25

3 35 16,16 35,68 4,91 217,88 3,42 3,71 280,5 2.090

4 45 2,66 30,44 3,39 151,33 2,23 2,94 296,56 1.465,88

5 55 14,01 30,57 3,36 157,11 3,6 3,44 268,13 2.128,38

6 65 0 19,66 0,94 96,9 2,82 2,29 350,75 1.960

7 75 0 17,99 0,76 95,84 1,76 1,02 324,71 1.241,38

8 85 0 13,66 1,14 87,56 1,89 1,57 331,38 1.373,75

9 95 0 12,5 0,27 80,59 1,12 1,79 252 697,38

10 105 0 15,58 0,62 78,2 0,37 2,03 312,25 615,5

11 115 0 13,79 0,26 88,3 0,63 1,02 219,57 676,13

12 125 0 15,47 0,65 71,3 0,29 1,7 320,75 434,25

13 175 0 11,67 0,36 72,15 0,94 2,08 275,6 811,88

14 225 0 11,54 0 56,39 0 0,69 268,78 584,75

Assim como os dados obtidos nas duas profundidades retiradas do solo do sítio

mostraram certa tendência geral de diminuição das médias aferidas nas unidades

amostrais com o aumento da distância do epicentro das detonações, o comportamento

das concentrações nas espécies vegetais circundantes a área central de destruição

apresentou característica similar, à exceção do metal manganês. Este não apresentou

uma tendência em função do distanciamento, já que suas médias nas respectivas

unidades amostrais mostraram equidade entre si. A assertiva deduzida com relação à

tendência geral do solo do sítio, em associação com a atividade de destruição de

munição, aplica-se também para a vegetação.

No geral, as maiores médias foram obtidas nas três primeiras unidades

amostrais, ou seja, até 45 m da área central de detonações, com destaque para a

85

primeira unidade amostral. O elemento manganês apresentou sua maior média na

sexta unidade amostral. As maiores médias de concentrações absorvidas pelas

espécies vegetais para os metais chumbo, cobre, zinco e cromo mostraram-se acima

de seus respectivos valores considerados tóxicos para várias espécies, com destaque

para o cobre e o zinco, os quais apresentaram valores maiores que duas vezes seus

valores orientadores na literatura usada como referência. Os metais pesados cádmio,

níquel e manganês apresentaram valores maiores que seus respectivos valores de

literatura considerados normais.

É interessante citar que os elementos chumbo, cádmio e cromo não

apresentaram concentrações até a última unidade amostral delineada, sendo que o

cromo e o cádmio não mostraram valores detectáveis a partir da unidade amostral

quatorze, e o chumbo, a partir da sexta unidade amostral. Isto significa dizer que,

fisicamente, esses metais não apresentam significativa absorção e fixação nos órgãos

e tecidos internos das espécies vegetais da área de estudo a partir das respectivas

unidades amostrais supracitadas. Todos os outros metais apresentam teores

pseudototais até, pelo menos, 225 m da área central de destruição. A Tabela 5.8

apresenta a porcentagem e o quantitativo de pontos amostrais com valores dentro e

fora da faixa limite de detecção do ICP-OES para cada metal pesado estudado para a

vegetação.

Tabela 5.8: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores dentro e fora da

faixa limite de detecção do ICP-OES para cada metal pesado estudado para a vegetação.

ICP-OES – Pontos Amostrais – Vegetação

Metal Pesado

Valores dentro da faixa limite de detecção

Valores fora da faixa limite de detecção

% Nº % Nº Pb 14,29 16 85,71 96 Cu 100 112 - - Cd 68,75 77 31,25 35 Zn 100 112 - - Cr 43,75 49 56,25 63 Ni 56,25 63 43,75 49 Mn 100 112 - - Fe 100 112 - -

Os metais pesados cobre, zinco, manganês e ferro apresentaram valores

dentro da faixa de detecção em todos os pontos amostrais. Como ocorrido no solo da

região de estudo, o metal chumbo foi o elemento que mais apresentou valores fora da

86

faixa de detecção do ICP-OES, seguido do cromo, níquel e cádmio. A maior parte dos

pontos amostrais com valores fora da faixa de detecção situou-se a partir de 75 m do

epicentro das detonações, constituindo mais de 81% dos pontos amostrais com teores

pseudototais sem valores dentro da faixa de detecção. A Tabela 5.9 mostra a

porcentagem e o quantitativo de pontos amostrais com valores aferidos acima do valor

considerado tóxico e acima do valor considerado normal da literatura base, para cada

metal pesado.

Tabela 5.9: Porcentagem e quantitativo dos pontos amostrais com valores aferidos acima dos

valores orientadores para várias espécies da literatura de referência.

KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001) – Pontos Amostrais (Valores Aferidos) -

Vegetação

Metal Pesado

Valores acima do valor considerado tóxico

Valores acima do valor considerado normal

% Nº % Nº Pb 81,25 13 18,75 3 Cu 33,04 37 - - Cd 12,99 10 87,01 67 Zn 48,21 54 - - Cr 36,73 18 63,27 31 Ni 3,17 2 30,16 19 Mn 19,64 22 21,43 24 Fe - - - -

Todos os metais pesados apresentaram valores acima de seus respectivos

valores considerados tóxicos pela literatura utilizada como referência, com destaque

para o chumbo, o qual apresentou 13 de 16 pontos com teores de absorção

considerados tóxicos para as espécies da flora como um todo. O metal ferro, por não

possuir valor orientador nesta literatura, não foi analisado com relação à toxicidade

nas espécies vegetais da flora da área de estudo. Os elementos chumbo, cádmio e

cromo apresentaram concentrações nos tecidos e órgãos das plantas do sítio acima

dos seus respectivos valores considerados normais em todos os pontos amostrais

mensurados. É interessante ressaltar que os metais cobre e zinco possuem certa

peculiaridade nesta análise adaptada, já que, como estes valores de literatura são

generalizados para várias espécies, e levando-se em consideração as faixas de

concentração com relação aos valores considerados normais ou suficientes e tóxicos

ou excessivos, nas quais esses elementos não possuem lacunas entre o maior valor

considerado normal e o menor valor considerado tóxico, a análise dos valores acima

do valor considerado normal coincide com a dos valores tóxicos, priorizando-se,

87

assim, a análise dos valores tóxicos. Dos metais que apresentaram valores dentro da

faixa de detecção em todos os pontos amostrais, o zinco foi o metal pesado que mais

apresentou teores pseudototais acima do valor tóxico, seguido do cobre e do

manganês. O níquel totalizou 33,33% dos valores aferidos acima dos valores

orientadores da literatura base e o manganês, 41,07% das concentrações.

De uma maneira geral, pode-se deduzir que a área de estudo apresenta

valores considerados tóxicos para todos os elementos estudados, à exceção do ferro.

O cobre foi o único elemento que apresentou toxicidade quando utilizado como

referência para a análise o maior valor considerado tóxico na faixa de variação

generalizada para várias espécies da literatura usada como referência neste estudo.

Sob o ponto de vista de outros valores de literatura, ou seja, de outros valores

orientadores de diferentes autores, as análises de cada metal pesado na flora da

região apresentam certas variações. O chumbo, considerado tóxico a partir de 30 ppm

por KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001), segundo SAUERBECK & RIETZ (1983)

esta toxicidade nas espécies vegetais ocorre a partir de 10 ppm. De acordo com

SIMÃO & SIQUEIRA (2001), a determinação da fitotoxidez de um elemento deve se

basear na redução do crescimento ou da produção, visualização dos sintomas e

avaliação da concentração no tecido. Assim sendo, a fitotoxicidade do elemento

chumbo ocorre a partir de 35 ppm para LAKE (1987) e a partir de 100 ppm para

MALAVOLTA (1994) e MARQUES et al. (2001). Em função dos valores orientadores

de Malavolta e Marques et al., o metal chumbo apresentaria 1 valor fitotóxico, e, de

acordo com o autor Lake, 10 valores fitotóxicos.

O valor considerado tóxico para o elemento cobre na literatura base, para as

espécies vegetais, é a partir de 20 ppm. WHO (1998), MALAVOLTA (1980), PAIS &

JONES JUNIOR (1996), FURLANI (2004) e MENGEL & KIRKBY (1987) apresentam o

mesmo valor de referência. GUPTA & GUPTA (1998) afirmam que teores a partir de

10 ppm são considerados fitotóxicos e segundo MCNICHOL & BECKETT (1985),

valores a partir de 5 ppm podem ser considerados tóxicos e capazes de diminuir em

10% o crescimento das plantas. Com relação ao metal cádmio, os autores McNichol &

Beckett afirmam que a concentração crítica nas plantas para esse elemento é a partir

de 4 ppm. BERGMANN (1992) apresenta o mesmo valor orientador para o cádmio e

MALAVOLTA (1994) e LAKE (1987) consideram valores a partir de 3 ppm e 2 ppm

como fitotóxicos, respectivamente. O valor considerado acima da concentração normal

nas plantas segundo a literatura de referência, 0,2 ppm, é considerado tóxico e

prejudicial ao desenvolvimento das espécies vegetais para BAKER & CHESNIN

(1975), enquanto que para MENGEL & KIKRBY (1987) o valor é a partir de 10 ppm.

88

De acordo com o último autor supracitado, apenas uma concentração pseudototal do

metal cádmio apresentar-se-ia fitotóxica.

O elemento zinco, considerado tóxico para as espécies vegetais a partir de

uma concentração de 100 ppm pela literatura base e por MCNICHOL & BECKETT

(1985), e a partir de 95 ppm para GUPTA & GUPTA (1998), apresenta os valores

orientadores de literatura de 200 ppm, 300 ppm e 400 ppm segundo MENGEL &

KIRKBY (1987), BERGMANN (1992) e MERIAN (1991), respectivamente. Utilizando

estes valores como base, o elemento zinco não apresentaria valores tóxicos neste, 2

concentrações excessivas nesse e 20 valores excessivos naquele. Com relação ao

metal cromo, considerado tóxico a partir de 5 ppm, MCNICHOL & BECKETT (1985)

afirmam que teores a partir de 2 ppm são capazes de diminuir em 10% o crescimento

das plantas, sendo considerado um valor tóxico para as espécies vegetais em geral.

MENGEL & KIRKBY (1987) adotam o mesmo valor orientador dos autores acima

citados para o metal cádmio, e LAKE (1987) e MALAVOLTA (1994) afirmam que

valores a partir de 10 ppm e 75 ppm, respectivamente, são considerados teores

fitotóxicos. Utilizando-se o último autor citado como parâmetro, a flora da área de

estudo não apresentaria valores fitotóxicos, enquanto que para o valor orientador de

Lake, o sítio teria 6 valores fitotóxicos.

A concentração considerada tóxica para o níquel, a partir de 10 ppm, segundo

MCNICHOL & BECKETT (1985) este teor é de 8 ppm e para LAKE (1987), 11 ppm,

valor considerado fitotóxico por este. Além disto, este metal apresenta os valores

orientadores de 30 ppm, 50 ppm e 70 ppm segundo MENGEL & KIRKBY (1987),

ADRIANO (1986) e MERIAN (1991), respectivamente. De acordo com os valores de

literatura dos três últimos autores supracitados, o metal níquel não apresentaria

valores considerados tóxicos para as espécies vegetais da flora do sítio. O manganês,

tóxico a partir de 400 ppm, segundo GUPTA & GUPTA (1998) este mesmo valor deste

elemento é considerado fitotóxico para as plantas. De acordo com MALAVOLTA

(1980), PAIS & JONES JUNIOR (1996) e FURLANI (2004), o teor considerado tóxico

de manganês para as plantas é de 700 ppm e para FAGERIA (1984), 1.000 ppm.

Levando-se em consideração o último autor supracitado, o manganês não

apresentaria valores tóxicos e para os valores orientadores dos autores Malavolta,

Pais & Jones Junior e Furlani, 4 valores estariam de forma excessiva para as plantas

da região. O elemento ferro não apresenta valor tóxico em KABATA-PENDIAS &

PENDIAS (2001), entretanto, BATAGLIA (1991) afirma que valores a partir de 1.000

ppm são considerados tóxicos para as plantas. Assim sendo, segundo Bataglia, 45

89

concentrações estariam com teores tóxicos na vegetação circundante da região

estudada.

De uma forma geral, através da análise multivariada de diferentes valores

orientadores de toxicidade das espécies vegetais como um todo, o metal pesado

níquel não estaria com concentrações consideradas tóxicas para as plantas, sendo o

cobre o metal que mais apresentou similaridade entre os diferentes valores de

literatura citados neste estudo. É interessante citar que a USEPA considera fitotóxico o

nível de concentração que ocasione a perda de 50% no crescimento vegetativo das

espécies no geral, sendo estes valores de 300 ppm, 1.500 ppm, 39 ppm, 2.800 ppm,

3.000 ppm e 420 ppm para os metais chumbo, cobre, cádmio, zinco, cromo e níquel,

respectivamente. Na Holanda, estes valores diminuem para 300 ppm, 200 ppm, 10

ppm, 1.000 ppm, 500 ppm e 200 ppm. Segundo estes valores orientadores, apenas o

metal pesado cádmio apresentaria valores acima do considerado fitotóxico para este

elemento na legislação de referência da Holanda, sendo que somente 1 valor estaria

fitotóxico.

Apesar de a vegetação, ao contrário do solo, não possuir legislação pertinente

com relação a valores orientadores de referência para as espécies vegetais da flora

como um todo, pode-se afirmar que a vegetação circundante a área central de

destruição não se encontra fitotóxica, para os metais chumbo, cobre, cádmio, zinco,

cromo e níquel, segundo as legislações de referência dos Estados Unidos da América

e da Holanda. Contudo, pode-se dizer que as concentrações mensuradas na flora do

local apresentam níveis considerados tóxicos ou excessivos ao crescimento, funções

vitais e metabolismo das plantas para os metais chumbo, cobre, cádmio, zinco, cromo

e manganês, segundo os diferentes tipos de valores orientadores dos diferentes

autores abordados neste estudo.

5.1.3. Correlação entre Solo e Vegetação

Os coeficientes de correlação de Pearson entre os dados obtidos nas duas

profundidades estabelecidas para o solo do sítio e os dados da vegetação circundante

à área central de destruição, de cada metal estudado, foram analisados segundo a

avaliação qualitativa de CALLEGARI-JACQUES (2003), a qual segue os seguintes

preceitos:

90

0,00 < R2 < 0,30 – existe fraca correlação linear;

0,30 ≤ R2 < 0,60 – existe moderada correlação linear;

0,60 ≤ R2 < 0,90 – existe forte correlação linear;

0,90 ≤ R2 < 1 – existe correlação linear muito forte.

O nível limite de significância probabilístico utilizado como referência estatística

para esta análise foi de 90%, conhecido como nível de significância sugestivo do

evento. A Tabela 5.10 apresenta os coeficientes de correlação de Pearson entre as

duas profundidades estudadas no solo do sítio e entre essas profundidades do solo e

a vegetação circundante ao epicentro das detonações, para cada metal analisado.

Tabela 5.10: Coeficientes de correlação de Pearson entre as médias dos dados das variáveis

solo e vegetação, para cada metal estudado.

Coeficientes de Correlação de Pearson – Médias dos Dados Obtidos

Metal Pesado

R / Significância

Solo 1 x Solo 2

Solo 1 x Vegetação Solo 2 x Vegetação

Pb 0,9306 / *** 0,7926 / ** 0,8892 / *** Cu 0,9500 / *** 0,9234 / *** 0,9588 / *** Cd -0,3681 / ns -0,0295 / ns 0,0299 / ns Zn 0,9409 / *** 0,8486 / ** 0,7416 / * Cr 0,9290 / *** 0,8778 / *** 0,8527 / ** Ni 0,5116 / ns 0,9402 / *** 0,7050 / * Mn 0,8493 / ** -0,5139 / ns -0,5247 / ns Fe 0,7379 / * -0,4359 / ns -0,2231 / ns

onde:

Solo 1 – solo com profundidade de 0-20 cm;

Solo 2 – solo com profundidade de 20-40 cm;

*** Significativo a 99% de probabilidade;

** Significativo a 95% de probabilidade;

* Significativo a 90% de probabilidade;

ns não significativo.

91

Com relação aos coeficientes de correlação entre as médias dos dados obtidos

nas duas profundidades estudadas no solo do sítio, à exceção dos elementos cádmio

e níquel, todos os metais apresentaram significância estatística. Os metais chumbo,

cobre, zinco e cromo mostraram correlação linear muito forte, enquanto que os

elementos manganês e ferro apresentaram forte correlação linear. O cádmio constitui

uma exceção peculiar, já que, de acordo com KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001),

em solos desenvolvidos sob influência de clima úmido, a migração do cádmio ao longo

do perfil é mais provável de ocorrer do que a sua acumulação no horizonte superficial.

Dessa forma, não é de se estranhar que o coeficiente de correlação de Pearson - R

entre as médias das duas profundidades estudadas no solo da região não tenha

mostrado correlação estatística significativa. Além disso, a afirmativa desses autores

permite deduzir que o enriquecimento dos teores de cádmio nas camadas superficiais

deve estar relacionado a efeitos de contaminação antropogênica.

No que tange aos coeficientes de correlação entre a primeira profundidade e a

vegetação, à exceção dos elementos cádmio, manganês e ferro, todos os metais

apresentaram significância estatística. Os coeficientes de correlação de Pearson entre

a segunda profundidade e a vegetação apresentaram comportamento similar. Os

metais cobre e níquel mostraram correlação linear muito forte e os elementos chumbo,

zinco e cromo, forte correlação linear. Entre a segunda profundidade estudada e a

vegetação circundante, somente o elemento cobre apresentou correlação linear muito

forte, enquanto que os metais chumbo, zinco, cromo e níquel mostraram forte

correlação linear entre as médias destas variáveis. De todos os metais pesados

analisados, apenas o cobre apresentou coeficientes de correlação com o mesmo nível

de significância estatístico e com a mesma classificação qualitativa dos valores de R

obtidos. O elemento níquel apresentou comportamento atípico se comparado aos

outros metais analisados, já que não mostrou significância estatística entre as duas

profundidades do solo, a despeito de ter apresentado nas correlações entre a

vegetação e estas duas profundidades.

De uma maneira geral, em função dos resultados obtidos nesta análise, pode-

se afirmar que a concentração dos metais chumbo, cobre, zinco, cromo e níquel no

horizonte superficial do solo do sítio e na absorção destes metais pelas espécies

vegetais da vegetação circundante estão diretamente relacionadas com a fonte

antrópica de contaminação da região, ou seja, com as partículas metálicas residuais

oriundas da atividade de destruição de munição na área de estudo. Não é de se

estranhar que estes metais tenham correlação com a fonte de poluição da região, já

92

que esses fazem parte dos principais elementos presentes na composição das

munições (BARBOSA & MARQUES, 2009; BRUM, 2010).

5.2. ANÁLISE DE REGRESSÃO DOS METAIS

As análises de regressão dos metais pesados estudados basearam-se na

escolha da melhor curva de ajuste em associação com as peculiaridades do fenômeno

físico tanto no solo como na vegetação do sítio. Todas as funções de ajuste tiveram

melhor representatividade e confiabilidade estatística por meio de regressões não

lineares. Foram utilizadas 10 diferentes tipos de funções não lineares: potencial, super

geométrica, hiperbólica de segunda ordem, logarítmica, inversa da logarítmica,

hiperbólica, potencial modificada, geométrica modificada, inversa da linear e

exponencial. Além disso, utilizou-se uma metodologia de estudo da contaminação

baseada nos seguintes preceitos:

- região verde: área livre de contaminação, em que os valores aferidos não

ultrapassaram os valores de prevenção de cada metal. Pode-se dizer que esta região

está segura no que condiz aos riscos e consequências da contaminação no

ecossistema;

- região amarela: área em estado de alerta, em que os valores mensurados foram

maiores que os valores de prevenção e menores ou iguais aos valores de investigação

agrícola APMax. Pode-se afirmar que essa área encontra-se em uma situação de risco

com relação a alterações prejudiciais à qualidade do solo e, por conseguinte, ao

ecossistema;

- região vermelha: área considerada em nível de periculosidade, em que os valores

obtidos foram maiores do que os valores de investigação agrícola. Pode-se dizer que

esta região apresenta riscos, em potencial, de danos incomensuráveis tanto para o

sistema solo-planta e o ecossistema como para o homem.

As análises de contaminação na vegetação circundante seguiram os mesmos

preceitos metodológicos aplicados para o solo, sendo região verde a área em que as

concentrações não ultrapassaram ou foram iguais aos valores normais; região amarela

as que os teores obtidos foram maiores que os valores normais e menores que os

valores tóxicos; e região vermelha a área em que os valores mensurados foram iguais

ou maiores que os valores tóxicos. As Figuras 5.1 e 5.2 mostram as análises de

regressão realizadas para o metal chumbo no solo, e a Figura 5.3 ilustra a análise de

regressão delineada para a vegetação.

93

Figura 5.1: Análise de regressão das médias do metal chumbo no solo, 0-20 cm.

Figura 5.2: Análise de regressão das médias do metal chumbo no solo, 20-40 cm.

Figura 5.3: Análise de regressão das médias do metal chumbo na vegetação.

No solo do sítio, a análise de regressão mostrou que a primeira profundidade

apresenta uma tendência multidirecional de contaminação moderada, sendo que seu

raio médio de contaminação ficou em torno de 24 m. A segunda profundidade

94

apresentou comportamento similar, sendo que o raio médio de contaminação foi de,

aproximadamente, 23 m. Na vegetação, detectou-se contaminação elevada e

moderada da flora circundante ao epicentro das detonações, em que os raios médios

de contaminação foram de 34 m e 56 m, aproximadamente. É interessante citar que o

metal chumbo mostrou um alcance de 72 m na vegetação, a qual se caracteriza como

bioindicadora de poluição atmosférico-ambiental. RABELO (2010) e MACHADO et al.

(2012), em estudo da dispersão atmosférica de poluição por metais através de

chaminés, em Santo Amaro – Bahia, encontraram, utilizando o modelo de regressão

exponencial, elevadas concentrações de chumbo no solo (acima de 180 ppm) a

aproximadamente 1.060 metros da fonte de contaminação da região. As Figuras 5.4 e

5.5 apresentam as análises de regressão realizadas para o metal cobre no solo e a

Figura 5.6, a análise de regressão delineada para a vegetação.

Figura 5.4: Análise de regressão das médias do metal cobre no solo, 0-20 cm.

Figura 5.5: Análise de regressão das médias do metal cobre no solo, 20-40 cm.

95

Figura 5.6: Análise de regressão das médias do metal cobre na vegetação.

No solo, assim como para o metal chumbo, a análise de regressão do elemento

cobre mostrou que este metal apresenta contaminação moderada na região de estudo,

sendo que seu raio médio de contaminação na profundidade de 0-20 cm ficou por

volta de 31 m e na de 20-40 cm, em torno de 25 m. A média da unidade amostral do

marco zero na primeira profundidade foi retirada da análise de regressão não linear

com o propósito de validar a representatividade da função de ajuste para este metal, já

que a média subtraída apresentava-se consideravelmente abaixo da curva de

regressão, destoando da tendência obtida se comparada com as outras médias. Na

vegetação, a análise mostrou contaminação elevada deste metal pesado, em que seu

raio médio de contaminação foi de aproximadamente 88 m. As Figuras 5.7 e 5.8

mostram as análises de regressão realizadas para o metal cádmio no solo e a Figura

5.9, a análise de regressão na vegetação.

Figura 5.7: Análise de regressão das médias do metal cádmio no solo, 0-20 cm.

96

Figura 5.8: Análise de regressão das médias do metal cádmio no solo, 20-40 cm.

Figura 5.9: Análise de regressão das médias do metal cádmio na vegetação.

No solo, a análise não detectou tendência multidirecional de contaminação na

área de estudo para este elemento, apesar de algumas concentrações pseudototais

terem ficado acima de seu valor de prevenção na legislação vigente. Isto pode ser

explicado pelo fato de ter-se utilizado a média das concentrações das unidades

amostrais nesta análise. As duas profundidades apresentaram a mesma função de

ajuste. Na vegetação, detectou-se contaminação moderada, sendo que seu raio médio

de contaminação ficou em torno de 166 m. As médias das unidades amostrais nove e

onze foram retiradas com a finalidade de propiciar a representatividade do fenômeno

físico para este metal em associação com a validação estatística da função de ajuste.

Cabe dizer que este elemento apresentou um alcance de 180 m na flora da região.

RABELO (2010) e MACHADO et al. (2012), em estudo da dispersão atmosférica de

poluição por metais através de chaminés, em Santo Amaro – Bahia, encontraram,

utilizando o modelo de regressão exponencial, elevadas concentrações de cádmio

(acima de 3 ppm) a aproximadamente 3.560 metros da fonte de contaminação da

97

região. Isto evidencia que o elemento cádmio possui maior alcance de dispersão

atmosférica se comparado ao chumbo, já que o este possui maior peso atômico. As

Figuras 5.10 e 5.11 mostram as análises de regressão efetuadas para o micronutriente

zinco no solo e a Figura 5.12, a análise de regressão da vegetação.

Figura 5.10: Análise de regressão das médias do metal zinco no solo, 0-20 cm.

Figura 5.11: Análise de regressão das médias do metal zinco no solo, 20-40 cm.

98

Figura 5.12: Análise de regressão das médias do metal zinco na vegetação.

Assim como para o metal pesado cádmio, a análise do zinco apresentou a

mesma função de ajuste nas duas profundidades estudadas e não mostrou

contaminação na área de estudo. Na vegetação, encontrou-se contaminação elevada,

sendo que seu raio médio de contaminação ficou por volta de 100 m. As Figuras 5.13

e 5.14 apresentam as análises de regressão delineadas para o metal cromo no solo e

a Figura 5.15, a análise delineada para a vegetação.

Figura 5.13: Análise de regressão das médias do metal cromo no solo, 0-20 cm.

99

Figura 5.14: Análise de regressão das médias do metal cromo no solo, 20-40 cm.

Figura 5.15: Análise de regressão das médias do metal cromo na vegetação.

No solo, o elemento cromo apresentou as mesmas características descritas

para os metais cádmio e zinco nas duas profundidades. Na vegetação, este metal

apresentou tendência multidirecional de contaminação, sendo os seus raios médios de

contaminação elevada e moderada de 37 m e 151 m, respectivamente e

aproximadamente. As médias das unidades amostrais dez e onze foram retiradas em

função da mesma finalidade pretendida para o elemento cádmio em sua análise de

regressão na vegetação. É interessante citar que este metal apresentou um alcance

de 177 m na vegetação circundante ao epicentro das detonações, na área de estudo.

As Figuras 5.16 e 5.17 mostram as análises de regressão delineadas para o metal

níquel no solo e a Figura 5.18, a análise delineada para a vegetação.

100

Figura 5.16: Análise de regressão das médias do metal níquel no solo, 0-20 cm.

Figura 5.17: Análise de regressão das médias do metal níquel no solo, 20-40 cm.

Figura 5.18: Análise de regressão das médias do metal níquel na vegetação.

No solo do sítio, o metal níquel não apresentou contaminação na região, a

exemplo dos elementos cádmio, zinco e cromo. Na vegetação, detectou-se

contaminação moderada para este elemento, onde seu raio médio de contaminação

101

ficou em torno de 31 m. As Figuras 5.19 e 5.20 mostram as análises de regressão

feitas para o micronutriente manganês nas profundidades estudadas do solo e a

Figura 5.21, a análise de regressão delineada para a vegetação.



Figura 5.21: Análise de regressão das médias do metal manganês na vegetação.

102

Devido ao fato de o metal pesado manganês não possuir valor orientador de

qualidade do solo, não foi possível aferir algo a respeito no que condiz a tendência

multidirecional de haver contaminação ou não no sítio. Na segunda profundidade, a

média da unidade amostral treze foi retirada pelo mesmo motivo aludido para o metal

cobre na análise de regressão do solo, na profundidade de 0-20 cm. As duas

profundidades apresentaram a mesma função de ajuste, assim como aconteceu para

os elementos cádmio, zinco e cromo. As médias do elemento manganês na vegetação

não apresentaram ajuste satisfatório, não se obtendo, assim, uma curva e função de

ajuste. As Figuras 5.22 e 5.23 demonstram as análises de regressão efetuadas para o

elemento ferro no solo, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm, respectivamente, e

a figura 5.24 ilustra a análise de regressão na vegetação.

Figura 5.22: Análise de regressão das médias do metal ferro no solo, 0-20 cm.

Figura 5.23: Análise de regressão das médias do metal ferro no solo, 20-40 cm.

103

Figura 5.24: Análise de regressão das médias do metal ferro na vegetação.

Tanto para o solo quanto para a vegetação, a explicação aludida para o

elemento manganês com relação à tendência multidirecional de contaminação

também é valida para o metal ferro. A primeira profundidade não apresentou

significância estatística a 95% de probabilidade. Contudo, considerando-se um nível

limite de significância de 90%, pode-se dizer que o metal pesado ferro apresenta

significância estatística, já que o menor nível de significância dos parâmetros de ajuste

da função potencial foi de 94,1% de confiança probabilística. Além disto, a média da

unidade amostral treze foi retirada pelo mesmo motivo explicado para os elementos

cobre e manganês em suas análises de regressão no solo, nas profundidades de 0-20

e 20-40 cm, respectivamente. Na segunda profundidade, as médias do metal ferro não

apresentaram ajuste satisfatório, assim como aconteceu com o metal manganês na

análise de regressão na vegetação.

Em suma, somente os metais chumbo e cobre apresentaram tendência

multidirecional de contaminação pelas análises de regressão não linear das médias

dos dados do solo do sítio estudado, sendo que seus raios médios de alcance da

contaminação com relação às duas profundidades ficaram em torno de 23,5 m e 28 m.

O ferro e o manganês são exceções peculiares, já que não possuem valores

orientadores de qualidade do solo. O cádmio, apesar de possuir concentrações acima

do seu valor de prevenção na legislação vigente, não seguiu a mesma tendência dos

metais acima citados. Isto pode ser explicado pelo fato de as análises de regressão

mostrarem uma tendência unidirecional do fenômeno com relação às unidades

amostrais, enquanto que o fenômeno possui a característica de ser multidirecional, ou

seja, cada ponto cardeal utilizado no estudo por meio dos transectos lineares

apresenta diferentes níveis de concentração e graus de contaminação, já que os

fatores ambientais como a topografia e o regime dos ventos governam o fenômeno da

104

atividade de destruição de munição. Como já mencionado anteriormente, o simples

fato de o evento ter sido analisado por meio das médias das concentrações

pseudototais já é suficiente para que isto aconteça, já que teores menores em

determinados locais da área de destruição acabam diminuindo o valor total da média

na respectiva unidade amostral. Na vegetação, todos os metais apresentaram

tendência multidirecional de contaminação, à exceção do manganês e do ferro, os

quais não se pode aferir algo em função de o ferro não possuir valor orientador de

toxicidade pela literatura utilizada como referência e em função de o manganês não ter

apresentado ajuste satisfatório.

O principal objetivo das análises de regressão foi verificar a tendência das

médias das concentrações pseudototais em função da distância. Assim sendo, em

função dos resultados das curvas de ajuste de cada metal analisado, pode-se afirmar

que, no solo do sítio, à exceção dos elementos manganês e ferro, todos os metais

estudados apresentaram a tendência de diminuição das concentrações em função do

distanciamento da área central de destruição. As exceções apresentaram a tendência

de aumentar seus teores pseudototais com o decorrer da distância. Na vegetação

circundante, todos os metais que apresentaram curvas de ajuste mostraram tendência

de diminuir suas concentrações em decorrência do afastamento do epicentro das

detonações. Tais tendências podem ser explicadas pelo fato de as exceções

possuírem como sua principal fonte na região as concentrações naturalmente

advindas da formação pedogenética do solo, enquanto que para os outros metais,

tanto as curvas das análises de regressão para o solo como para as de vegetação

seguem a mesma tendência de diminuição com o aumento da distância do epicentro

das detonações devido ao fato destes possuírem como sua principal fonte na região a

fonte antrópica de contaminação local. Assim sendo, a relação entre a absorção das

plantas com o quantitativo disponível dos elementos no solo será inversamente

proporcional com relação às exceções e diretamente proporcional com relação aos

outros metais. O fato de o manganês não ter apresentado função de ajuste satisfatório

pode ser explicado pelo fato deste elemento possuir concentrações entre 20 e 700

ppm como adequadas para um crescimento normal das plantas (MALAVOLTA, 1980;

PAIS & JONES JUNIOR, 1996; FURLANI, 2004). Cerca de 96,43% das 112

concentrações mensuradas de manganês na vegetação circundante da área de

estudo encaixam-se na faixa de concentração entre 20 ppm e 700 ppm. Com isto,

como este metal encontra-se em condições adequadas para o crescimento das

espécies vegetais da flora local, as plantas não precisam captar além do que

105

necessitam, mesmo nas áreas mais inóspitas da região, ou seja, nas regiões com alta

concentração de metais pesados.

Os resultados das análises de regressão na vegetação da área de estudo

acabaram confirmando que as espécies vegetais são excelentes bioindicadoras de

poluição atmosférico-ambiental, já que as concentrações diminuíram em função do

aumento da distância com relação à área central de destruição e detectou-se

contaminação dos metais estudados tanto pela literatura base como por outros valores

de literatura de outros autores. Segundo WATANABE (1997), a vegetação que

coloniza áreas contaminadas por metais pesados representa importante fonte

potencial de ecótipos tolerantes à poluição e apresentam-se adaptadas ao ambiente

inóspito. As plantas tolerantes ao excesso de metais pesados no solo são

consideradas endêmicas destes locais, quando surge na população alguma adaptação

ecofisiológica que as diferencie da população original (RASKIN et al., 1994).

No geral, os resultados das análises de regressão não linear tanto no solo

(Figuras A.2.14 a A.2.21; Apêndice 2) como na vegetação (Figuras A.2.22 a A.2.28;

Apêndice 2) apresentaram significância estatística dos parâmetros das funções de

ajuste a pelo menos 95% de probabilidade, sendo que a maioria das funções de ajuste

teve confiabilidade probabilística de 99,9% e as funções mais utilizadas foram a

logarítimica e a potencial. É interessante ressaltar que todos os metais no solo do sítio

apresentaram concentrações além da faixa limite da grade de pontos delineada (225

m) e na vegetação circundante, somente os metais pesados chumbo, cádmio e cromo

não possuíram teores até a última unidade amostral. Em função disto, em suma, estes

metais mostraram um alcance de suas concentrações pseudototais, segundo as

análises de regressão, de até 72, 180 e 177 m, respectivamente, e, fisicamente, até a

unidade amostral cinco para o chumbo e treze para o cádmio e para o cromo. Além

disto, segundo os resultados das análises de regressão, pode-se afirmar que tanto

para o solo quanto para a vegetação o raio médio de alcance da contaminação dos

metais não ultrapassou a faixa limite do experimento de 225 m. Os metais que

apresentaram os maiores raios médios de contaminação na vegetação foram o cádmio

(166 m), o cromo (151 m) e o zinco (100 m). No solo, o elemento que apresentou o

maior raio médio de alcance da contaminação com relação às duas profundidades foi

o metal cobre.

5.3. ANÁLISE DA VARIABILIDADE ESPACIAL DOS METAIS

A análise de variabilidade espacial dos metais pesados através de mapas

geoestatísticos consistiu em uma visualização panorâmica da contaminação da área

106

de estudo por meio de um sistema de cores associado às faixas de concentrações de

cada elemento tanto no solo como na vegetação. Assim sendo, somente os metais

chumbo, cobre e cádmio no solo e todos os metais estudados para a vegetação, a

exceção do ferro, apresentaram níveis de contaminação necessários para a

diferenciação da contaminação por cores e a consequente confecção dos mapas de

variabilidade espacial. Em vez de visualizar-se uma tendência unidirecional, esses

mapas propiciam um entendimento omnidirecional do fenômeno, possibilitando um

melhor entendimento espacial do espalhamento das partículas metálicas residuais da

atividade de destruição de munição da região. Os preceitos metodológicos de estudo

de contaminação utilizados nas análises de regressão também se aplicam às análises

de variabilidade espacial. As Tabelas 5.11 e 5.12 mostram os parâmetros estimados

dos semivariogramas para os metais que apresentaram contaminação no solo e na

vegetação, respectivamente, a fim de obter-se a validação necessária e posterior

confecção dos mapas geoestatísticos.

Tabela 5.11: Parâmetros estimados dos semivariogramas para os metais que apresentaram

contaminação no solo.

Semivariogramas – Parâmetros Estimados - Solo

Metal

Profundidade

(cm)

Dados

Modelo

Co

C

Patamar

(Co+C)

Alcance

(m)

C/(Co+C)

(%)

R2

Chumbo

0-20 64 Gaussiano 2,69 3,324 6,014 198,84 55,3 0,73

20-40 64 Esférico 0,81 4,458 5,268 115,2 84,6 0,66

Cobre

0-20 64 Gaussiano 0,901 1,315 2,216 207,67 59,3 0,58

20-40 64 Gaussiano 0,822 2,046 2,868 141,16 71,3 0,84

Cádmio

0-20 64 Exponencial 0,0001 0,1441 0,1442 60,9 99,9 0,78

20-40 64 Gaussiano 0,0224 0,1124 0,1348 32,04 83,4 0,69

107

Tabela 5.12: Parâmetros estimados dos semivariogramas para os metais que apresentaram

contaminação na vegetação.

Semivariogramas – Parâmetros Estimados - Vegetação

Metal

Dados

Modelo

Co

C

Patamar

(Co+C)

Alcance

(m)

C/(Co+C)

(%)

R2

Chumbo 40 Gaussiano 1,00 1902 1903 19,74 99,9 0,6

Cobre 112 Gaussiano 0,1461 0,2971 0,4432 53 67 0,56

Cádmio 104 Gaussiano 0,125 0,48 0,605 105,48 79,3 0,88

Zinco 112 Esférico 0,077 0,387 0,464 154,5 83,4 0,87

Cromo 104 Esférico 0,407 0,538 0,945 68,6 56,9 0,86

Níquel 112 Esférico 0,379 0,38 0,759 88,3 50,1 0,72

Manganês 112 Exponencial 0,0825 0,2445 0,327 223,8 74,8 0,91

A confecção de mapas geoestatísticos pelo método de interpolação da

krigagem baseia-se na premissa que a variável a ser analisada espacialmente possua

dependência espacial. De acordo com VIEIRA (2000), por exemplo, o semivariograma

(MATHERON; JOURNEL) é a ferramenta mais adequada para medir a dependência

espacial. Na geoestatística, o semivariograma é de fundamental importância, já que

ele é a chave para descrever e entender a estrutura de correlação espacial de forma

quantitativa, assim como fazer predições a respeito do fenômeno estudado

(MCBRATNEY & WEBSTER, 1986). Esse estudo possui como principal característica

a indicação de que a variabilidade espacial não é puramente aleatória, mas apresenta

correlação ou dependência espacial (CARVALHO et al., 2003) e pode ser realizado

em grandes áreas, abrangendo diversos tipos de solo (BERG & KLAMT, 1997). Dessa

forma, a análise de dependência espacial dos metais baseou-se nos intervalos

propostos por ZIMBACK (2001), os quais são:

C/(Co+C) < 25% - dependência espacial fraca;

25% ≤ C/(Co+C) < 75% - dependência espacial moderada;

C/(Co+C) ≥ 75% - dependência espacial forte.

Assim sendo, tanto no solo como na vegetação, todos os metais analisados

mostraram dependência espacial de moderada a forte. No solo, o chumbo na

profundidade de 20-40 cm e o elemento cádmio, nas duas profundidades,

108

apresentaram forte dependência espacial, enquanto que o cobre, nas duas

profundidades, e o chumbo na profundidade de 0-20 cm, moderada. Na vegetação, os

metais chumbo, cádmio e zinco apresentaram dependência espacial forte e o restante,

moderada. Os modelos de ajuste utilizados nos semivariogramas experimentais foram

o exponencial, o esférico e o gaussiano, este sendo o de maior predominância tanto

no solo como na vegetação. Todos os modelos utilizados mostraram ajustes

satisfatórios, sendo que a vegetação apresentou os melhores índices de ajuste.

É interessante ressaltar que a avaliação da performance da interpolação não

depende somente do índice de dependência espacial – C/(Co+C) e do índice de

ajustamento do modelo – R2, mas também de parâmetros do semivariograma como o

efeito pepita – Co, o patamar – Co+C e o alcance. A dependência espacial mostra que

quanto mais próximo de 100% for o índice, menor será a aleatoriedade da

semivariância e quanto mais próximo de 1 for o ajuste do modelo, maior será a

explicação da semivariância experimental. O alcance refere-se a maior distância de

autocorrelação, o patamar à variância total dos dados, ou seja, à estacionariedade do

semivariograma, enquanto o efeito pepita, quanto mais próximo de zero, maior será a

estruturação da semivariância segundo o modelo de ajuste utilizado. Existe outra

classificação por faixas de índices de dependência espacial consideravelmente

utilizada, a de CAMBARDELLA et al. (1994), a qual consiste na relação Co/(Co+C), ou

seja, relacionando o efeito pepita com o patamar. Contudo, essa classificação consiste

apenas em uma relação inversa à da classificação de ZIMBACK (2001), dando

rigorosamente os mesmos resultados no que condiz à dependência espacial da

variável analisada.

No solo, o metal chumbo na profundidade de 0-20 cm foi o que apresentou a

maior distância de autocorrelação, seguido do cobre na profundidade de 0-20 cm e

deste na segunda profundidade estudada. Os alcances máximos na primeira

profundidade foram maiores se comparados aos da segunda. O cádmio foi o metal

que melhor apresentou estruturação da semivariância conforme o modelo de ajuste

utilizado. Na vegetação, a melhor estruturação foi do metal pesado zinco, seguido dos

metais manganês e cádmio. No que condiz ao alcance máximo, o chumbo foi o metal

que apresentou a menor distância de autocorrelação, e os elementos manganês, zinco

e cádmio foram os que mostraram os maiores alcances.

Dessa maneira, pode-se afirmar que o estudo da dependência espacial por

meio de semivariogramas demonstrou que o método de interpolação geoestatístico da

krigagem é o mais adequado a ser utilizado para a representação espacial do

109

fenômeno e suas variáveis na região de estudo, apesar da notória existência de

diferenças de desempenho com relação aos interpoladores em função dos parâmetros

encontrados. Segundo THOMPSON (1992) e VIEIRA (2000), a krigagem tem a

capacidade de produzir melhores estimativas em termos de interpolação. É

interessante citar que à exceção do elemento chumbo na vegetação, todos os outros

metais analisados, tanto no solo como na vegetação, tiveram seus dados

transformados em logaritmo natural a fim de alcançar a homogeneidade de variância

e, por conseguinte, semivariância estruturada. No solo, todas as concentrações dos

metais que acusaram contaminação na região tiveram seus teores pseudototais

acrescidos de 1 antes da transformação em logaritmo natural. Na vegetação, os

metais cádmio, cromo e níquel seguiram esta mesma tendência antes da

transformação dos dados. Os semivariogramas dos metais analisados podem ser

visualizados no Apêndice 2, nas Figuras A.2.1 a A.2.6 para o solo e da Figura A.2.7 à

Figura A.2.13 para a vegetação. As Figuras 5.25 e 5.26 apresentam os mapas de

variabilidade espacial do chumbo no solo, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm,

respectivamente, e a Figura 5.27 ilustra o mapa de variabilidade espacial desse metal

pesado na vegetação.

Figura 5.25: Variabilidade espacial do metal chumbo no solo, 0-20 cm.

110

Figura 5.26: Variabilidade espacial do metal chumbo no solo, 20-40 cm.

Figura 5.27: Variabilidade espacial do metal chumbo na vegetação.

Nos mapas de solo da região para o metal chumbo, nota-se que a

contaminação por este elemento encontra-se especificamente na área central de

destruição, com predominância da concentração no quadrante leste-sul. Assim como a

análise dos dados obtidos tinha revelado, o chumbo apresenta contaminação elevada

no solo da área de estudo. Os mapas da investigação preliminar também encontraram

111

contaminação elevada na área central de destruição. A concentração em níveis

tóxicos em torno da área central do mapa permite a dedução de que a atividade de

destruição de munição está diretamente relacionada com o nível de contaminação

encontrado no sítio. A vegetação também apresentou sua concentração em níveis

tóxicos ao entorno da área central de destruição. A maior concentração no quadrante

leste-sul pode ser explicada pelo fato deste possuir uma rota de fluxo favorável ao

escoamento superficial. Apesar de o solo característico do sítio possuir um processo

erosivo natural, devido à alta pluviosidade do local estudado, a erosão hídrica torna-se

o principal agente ambiental transportador dos materiais residuais desagregados pelas

explosões na área central. De fato, os transectos sudeste e leste apresentaram um

obstáculo de caminhamento, o qual era um corpo hídrico, que, segundo SILVA (2010),

seja provavelmente o receptor da maior parcela do escoamento superficial da área de

destruição.

Na vegetação, percebe-se que a contaminação apresenta-se relativamente

espalhada em proporções semelhantes em todas as direções, levando-se a dedução

que o principal mecanismo de espalhamento da contaminação ocorre em função do

agente ambiental vento, sendo que esta propagação atmosférica divide-se em duas

etapas: a primeira consiste na absorção foliar pelas espécies vegetais da flora local; e

a segunda na absorção radicular através da lixiviação, por meio da chuva, das

partículas residuais metálicas oriundas das explosões depositadas na vegetação e

através da decomposição e, posterior, reabsorção do material vegetal contaminado.

As plantas que se desenvolvem em solos contaminados por metais pesados são

capazes de absorvê-los pelas suas raízes e partes aéreas (SCHULTZ et al., 2004),

capacitando-as a indicar sua presença e a condição química específica do solo

(DUVIGNEUD, 2000). Calcula-se que até 95% do teor de chumbo total das plantas

pode ser de deposição aérea nas folhas das plantas (KABATA-PENDIAS & PENDIAS,

2001). Assim como os dados mensurados revelaram, a mancha de contaminação da

região para este metal não ultrapassa a faixa de 75 m, limite físico a partir do qual não

fora mais detectado traços de chumbo no solo da área de estudo. As Figuras 5.28 e

5.29 apresentam os mapas de variabilidade espacial do cobre no solo, nas duas

profundidades, e a Figura 5.30, o mapa de variabilidade espacial deste metal na

vegetação.

112

Figura 5.28: Variabilidade espacial do metal cobre no solo, 0-20 cm.

Figura 5.29: Variabilidade espacial do metal cobre no solo, 20-40 cm.

113

Figura 5.30: Variabilidade espacial do metal cobre na vegetação.

Nas duas profundidades estudadas para o solo, a poluição ambiental da região

pelo metal cobre mostrou-se moderada, corroborando com os dados obtidos. No mapa

da segunda profundidade, existe uma pequena mancha vermelha próxima à área

central do mapa, indicando que caso medidas mitigadoras não sejam efetuadas no

sítio, a contaminação por este metal pode aumentar em nível e até em abrangência.

Os mapas da investigação preliminar realizada na área também encontraram

contaminação moderada para este elemento. As assertivas e deduções feitas nos

mapas de solo para o elemento chumbo também são aplicáveis aos do metal cobre.

Isto se estende com relação aos mapas de variabilidade espacial na vegetação entre

estes metais.

No mapa da vegetação para este elemento, visualiza-se um hot spot

considerável a aproximadamente 150 m no transecto leste, podendo-se afirmar que

este é um resultado atmosférico da tendência da direção e velocidade do vento em

associação com a força da onda de choque das explosões nos respectivos dias das

detonações, já que este metal é pouco móvel no solo. Inclusive, um dos dois

quadrantes de segunda predominância dos ventos da região é o leste-nordeste,

justamente onde a maior parte da mancha de contaminação está presente no mapa. A

exceção do hot spot, a mancha de contaminação de cobre na região não ultrapassa os

primeiros 100 m da grade de pontos delineada para este experimento. Segundo

KABATA-PENDIAS & PENDIAS (2001), a concentração de cobre na superfície dos

114

solos diminui com a distância, a qual é especialmente acentuada pela direção do

vento. A característica comum de distribuição do cobre em perfis de solos é a sua

acumulação nos horizontes superiores. Este fenômeno é um efeito de vários fatores,

mas acima de tudo, a concentração de cobre na superfície dos solos reflete a

bioacumulação do metal e também recentes fontes antropogênicas do elemento. As

Figuras 5.31 e 5.32 apresentam os mapas de variabilidade espacial do cádmio no

solo, nas profundidades de 0-20 e 20-40 cm, respectivamente, e a Figura 5.33 o mapa

de variabilidade espacial deste metal pesado na vegetação.

Figura 5.31: Variabilidade espacial do metal cádmio no solo, 0-20 cm.

115

Figura 5.32: Variabilidade espacial do metal cádmio no solo, 20-40 cm.

Figura 5.33: Variabilidade espacial do metal cádmio na vegetação.

Assim como os dados obtidos revelaram, os mapas de solo do metal cádmio

acusaram contaminação moderada deste elemento na região de estudo, corroborando

com o mapa delineado na investigação preliminar para este metal. Com relação às

assertivas e deduções feitas nos mapas tanto de solo quanto da vegetação para o

elemento chumbo, assim como são aplicáveis ao elemento cobre, também podem ser

116

utilizadas para o metal cádmio. Na profundidade de 20-40 cm, o mapa mostra

manchas amarelas dispersas, porém próximas entre si e concentradas no quadrante

leste-sul. Assim sendo, pode-se dizer que a poluição nesta profundidade está situada

apenas em alguns pontos, podendo-se considerar como uma contaminação pontual.

Na primeira profundidade, as duas manchas de contaminação mostraram-se

relativamente um tanto quanto distantes da área central do mapa, área que equivale à

área central de destruição. Segundo LIMA & GUILHERME (2001), o cádmio possui

mobilidade baixa a moderada, explicando, de certo modo, sua baixa dispersão através

do solo da região, concentrando sua contaminação em determinados locais conforme

as condições prevalecentes do meio no momento das explosões.

No mapa da vegetação para este elemento, a mancha de contaminação

moderada que praticamente cobre quase toda a grade de pontos amostrais delineada

para o experimento permite afirmar que a poluição por este metal na região alcança

grandes distâncias em função da dispersão atmosférica das partículas metálicas

residuais da atividade de destruição de munição. Segundo KABATA-PENDIAS &

PENDIAS (2001), o cádmio nas plantas é relativamente muito móvel e devido ao fato

dele estar prontamente disponível para as plantas tanto pelo ar como pelo solo, sua

concentração aumenta rapidamente nas plantas de locais poluídos. A deposição

atmosférica de cádmio representa contribuição importante para o acúmulo deste metal

no solo em áreas próximas às fontes de emissão (MIELKE et al., 1991). A Figura 5.34

mostra o mapa de variabilidade espacial do elemento zinco na vegetação.

117

Figura 5.34: Variabilidade espacial do metal zinco na vegetação.

Percebe-se, através da visualização do mapa, que o metal pesado zinco segue

comportamento semelhante no que condiz as assertivas e deduções propostas nos

mapas de vegetação para os metais chumbo, cobre e cádmio. Não é de se estranhar

tal fato, já que estes metais possuem a mesma fonte de contaminação e dispersão na

área. Notam-se três hot spots consideráveis no mapa da área de estudo, sendo que a

explicação aludida para o encontrado no mapa de vegetação do metal cobre serve de

base para estes. Os dois encontrados na parte superior do mapa, possivelmente

sofreram influência dos ventos de segunda predominância do local, os quais são os

dos setores norte-nordeste e leste-nordeste, abrangendo, assim, todo o quadrante

leste-norte. O hot spot localizado na parte inferior do mapa pode ser explicado em

função de a topografia dos setores sul e sudeste não apresentarem obstáculos

topográficos consideráveis, associando isto com as condições climático-ambientais

nos dias das explosões. A exceção dos hot spots, a mancha de poluição por zinco no

sítio não ultrapassou os primeiros 100 m, assim como ocorreu para o metal cobre. A

poluição ambiental por zinco influencia grandemente as concentrações deste metal

nas plantas, já que este elemento é fortemente retido pelos horizontes mais

superficiais do solo (BAEYENS, 1970). As formas solúveis de zinco são prontamente

disponíveis para as plantas e a absorção deste elemento foi relatada com sendo linear

com a concentração nos solos. Nos ecossistemas onde o zinco é um poluente aéreo,

os topos das plantas são susceptíveis de terem maiores concentrações de zinco

118

(KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001). A Figura 5.35 mostra o mapa de variabilidade

espacial do metal cromo na vegetação.

Figura 5.35: Variabilidade espacial do metal cromo na vegetação.

Assim como para os metais anteriores, as assertivas e deduções feitas no

mapa da vegetação do metal chumbo também explicam o comportamento da

contaminação do cromo na flora da região de estudo. Entretanto, este mapa apresenta

uma maior tendência de concentração da poluição na parte ocidental, tendo sua maior

área de contaminação no quadrante oeste-sul. Isto vai ao encontro de um dos ventos

de primeira predominância da região, o do quadrante oeste-sudoeste. Assim como foi

observado no mapa de vegetação do elemento cádmio, o cromo apresenta uma

considerável área com concentrações pseudototais acima dos valores normais para as

espécies vegetais segundo a literatura utilizada como referencial teórico. O hot spot

mais considerável encontra-se entre 150 a 200 m do transecto leste, podendo, este,

ser explicado pelo mesmo motivo abordado para o do metal cobre, com a diferença

que a maior parte da concentração da contaminação ficou na parte inferior do mapa.

As fontes antropogênicas são responsáveis pelo elevado conteúdo deste metal nas

plantas (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001). O cromo tem sido considerado

essencial para o homem e os animais por participar do metabolismo da glicose.

Contudo, não há evidências de essencialidade para as plantas (HUFFMAN &

ALLOWAY, 1973). A Figura 5.36 apresenta o mapa de variabilidade espacial do metal

níquel na vegetação.

119

Figura 5.36: Variabilidade espacial do metal níquel na vegetação.

O elemento níquel apresentou um considerável hot spot relativamente distante

da área central do mapa, podendo-se explicá-lo pelo mesmo motivo elucidado para os

dois hot spots localizados na parte superior do mapa de vegetação do elemento zinco.

Assim como aconteceu para o metal cromo, o níquel apresentou a maior parcela de

concentração da poluição no setor oeste-sul. Com relação a isto, a explicação aludida

para o metal cromo também é aplicável ao elemento níquel. Além disso, as assertivas

e deduções do mapa de vegetação do metal chumbo e dos metais anteriores também

podem ser utilizadas para o níquel. Apesar desse metal pesado não estar em

concentrações pseudototais consideras tóxicas na maior parte de sua área de

contaminação, a pequena mancha vermelha próxima à área central do mapa indica

que caso medidas mitigadoras não sejam tomadas, existe a tendência de evolução da

contaminação pelo metal níquel no sítio estudado. Fato semelhante foi observado no

mapa de solo do elemento cobre, na profundidade de 20-40 cm. A absorção do níquel

pelas plantas é positivamente correlacionada com os teores de níquel nas soluções

dos solos e a poluição ambiental influencia grandemente a concentração deste metal

nas plantas. Nos ecossistemas onde o níquel é um poluente aéreo, os topos das

plantas estão susceptíveis a concentrar mais níquel, que pode ser lavado da superfície

da folha muito facilmente (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2001). A Figura 5.37

mostra o mapa de variabilidade espacial do manganês na vegetação.

120

Figura 5.37: Variabilidade espacial do metal manganês na vegetação.

No mapa da vegetação do elemento manganês, percebe-se que a maior parte

da concentração deste contaminante está na parte oriental, sendo que este metal

apresenta certa peculiaridade se comparado com os outros mapas de vegetação dos

outros metais pesados. A mancha vermelha no final do transecto leste, entre 200 e

225 m, evidencia que este elemento possui um alto teor natural de concentração no

solo do sítio, já que esta área poluída esta consideravelmente distante da área central

do mapa (área central de destruição de munição), caracterizando, assim, que esta

mancha não provém da atividade de destruição de munição da região. Isto ocorre em

função de os solos brasileiros, bastante intemperizados, possuírem grande quantidade

deste elemento naturalmente. A mancha vermelha próxima à área central do mapa

admite uma dedução plausível que a atividade de destruição de munição está

contribuindo para o aumento da concentração deste elemento no solo do sítio, ficando

evidente, pela tendência da extensão da mancha para o setor sudeste que o

escoamento superficial é o principal agente ambiental de dispersão com relação ao

espalhamento espacial deste metal. A área amarela no quadrante leste-norte, contígua

a mancha de contaminação como um todo, permite afirmar que esta região específica

continua tendo a predominância de fluxo de rotas favoráveis ao escoamento

superficial, já que o corpo hídrico da área de estudo segue seu fluxo à tangente do

transecto leste.

121

Em suma, de uma maneira geral, os mapas de solo dos metais chumbo, cobre

e cádmio apresentaram características semelhantes no que condiz a concentração da

contaminação no quadrante leste-sul da região e com relação à proximidade da área

central do mapa, ou seja, próximo à área central de destruição de munição. Isto

significa dizer que estes metais pesados possuem relação direta entre suas

concentrações no solo do sítio com a fonte antrópica de poluição local, fato

corroborado tanto pelos coeficientes de correlação encontrados para os elementos

chumbo e cobre como pela análise dos dados obtidos dos elementos estudados

espacialmente no solo. O escoamento superficial mostrou ser o principal agente

ambiental dispersor da poluição no solo do sítio. O elemento manganês, em seu mapa

de variabilidade espacial na vegetação, também apresentou esta tendência de

dispersão da contaminação através das rotas de fluxo favoráveis modeladas pela

chuva em associação com as condições climático-ambientais do local. É interessante

citar que os mapas de solo na profundidade de 0-20 cm apresentaram áreas maiores

de contaminação se comparados com os da profundidade de 20-40 cm. Não é de se

estranhar tal fato, já que a atividade de destruição de munição caracteriza-se como um

fenômeno físico-químico de espalhamento atmosférico-ambiental principalmente nas

camadas mais superficiais do solo.

Com relação aos mapas de variabilidade espacial na vegetação, pode-se dizer,

de uma forma geral, que os mapas dos metais pesados chumbo, cobre, cádmio, zinco,

cromo e níquel mostraram comportamento semelhante no que tange a concentração

da contaminação oriunda da área central de destruição de munição. Além disto, todos

estes metais acima citados apresentaram espalhamento omnidirecional da mancha de

poluição, levando-se a conclusão que o agente ambiental vento é o principal

responsável pelo espalhamento das partículas metálicas residuais advindas da

atividade de destruição de munição da área de estudo. Ademais, fica evidente a

relação entre o quantitativo absorvido destes metais pelas espécies vegetais da flora

local com o conteúdo de dispersão da frente de poluição atmosférica da fonte de

contaminação. Tanto a análise dos dados segundo os valores da literatura usada

como referência como os coeficientes de correlação dos metais chumbo, cobre, zinco,

cromo e níquel vão ao encontro da assertiva acima descrita. A maioria dos hot spots

dos mapas é explicado em função do regime predominante da direção e velocidade

dos ventos da área. A lixiviação das partículas metálicas residuais depositadas na

vegetação através da atmosfera e a própria decomposição dos materiais vegetais na

camada superficial do solo explicam, basicamente, a absorção dos metais com relação

ao evento em si, sendo que a absorção pelas plantas ocorre tanto por via foliar como

122

por via radicular. No que diz respeito ao alcance das manchas de contaminação com

relação à faixa limite delineada para o experimento, pode-se afirmar que, a exceção do

manganês no mapa de vegetação, nenhum metal ultrapassou a distância de 225 m.

Isto vai ao encontro dos resultados encontrados nas análises de regressão com

relação a este assunto. Como o elemento manganês está presente naturalmente em

altas concentrações nos solos tropicais e a sua dispersão da contaminação possui

como principal agente a erosão hídrica, pode-se afirmar, sob o ponto de vista de todos

os valores orientadores de literatura mencionados, que a mancha de poluição por este

elemento também não ultrapassa a faixa acima referida. De fato, os 4 valores tóxicos

da concentração de referência de 700 ppm encontram-se nos primeiros 85 m.

5.4. ANÁLISE DA CONCENTRAÇÃO DOS METAIS POR TRANSEC TO

Devido ao fato deste estudo ter sido realizado através do delineamento de

transectos lineares em função dos pontos cardeais da rosa dos ventos, como a

atividade de destruição de munição caracteriza-se pelo espalhamento atmosférico de

partículas metálicas residuais oriundas das detonações dos materiais explodidos e

como este evento é controlado por fatores ambientais, como a direção e velocidade

dos ventos nos dias das explosões, e por fatores operacionais, como o quantitativo de

carga explosiva utilizada para explodir certa quantidade de explosivos e munições

inservíveis, existe certa tendência de acumulação diferenciada dos metais pesados

nos diferentes transectos ao longo das detonações sazonais. As composições

químicas e físicas dos materiais inservíveis detonados nos dias das explosões

influenciam diretamente o cenário de dispersão atmosférica e os tipos de

contaminantes espalhados na região. Assim sendo, de acordo com as condições

climáticas, topografia da região, mecanismos predominantes da dispersão da poluição

e a quantidade de energia e calor gerada pela explosão, essa explosão tendo sua

representatividade através do avanço aleatório e omnidirecional da onda de choque

formada, os metais pesados irão atingir diferentes distâncias em diferentes direções.

Como cada elemento possui características diferenciadas, como diferentes pesos

atômicos, diferentes graus de mobilidade e biodisponibilidade no solo e variação no

quantitativo de absorção e de necessidade fisiológica pelos diferentes gêneros e

espécies vegetais, as concentrações espaciais dos metais pesados tanto no solo

como nas plantas serão afetados também por estes fatores. A Tabela 5.13 apresenta

as porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de contaminação

por transecto linear no solo e as Figuras 5.38 e 5.39 mostram os gráficos das

porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de contaminação por

transecto no solo, nas profundidades de 0-20 cm e 20-40 cm, respectivamente.

123

Tabela 5.13: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de contaminação

por transecto linear no solo.

Concentrações dos metais oriundos da fonte de conta minação por transecto

linear (%)

Transecto linear Solo 0-20 cm Solo 20-40 cm Norte 6,19 7,36

Nordeste 10,50 6,32 Leste 12,71 8,95

Sudeste 18,86 21,72 Sul 19,32 24,43

Sudoeste 9,43 9,00 Oeste 12,18 10,74

Noroeste 10,81 11,48

Total = 100%

Figura 5.38: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de contaminação

por transecto no solo, 0-20 cm.

124


por transecto no solo, 20-40 cm.

No solo, tanto na primeira profundidade estudada como na segunda,

evidenciou-se uma maior tendência de acumulação dos metais pesados oriundos da

fonte de contaminação no transecto sul, sendo que este apresentou, na profundidade

de 0-20 cm, 19,32% da quantidade mensurada destes metais em todos os pontos

amostrais da grade experimental delineada e 24,43%, na profundidade de 20-40 cm.

Isto vai ao encontro da predominância dos ventos da região, a qual apresenta como

uma das duas primeiras predominâncias o quadrante sul. Associado a isto, o transecto

sul apresenta-se livre de obstáculos topográficos, contribuindo, desta maneira, para

um maior avanço da frente atmosférica de contaminação da fonte antrópica de

poluição local. É interessante citar que os metais oriundos da fonte de contaminação,

segundo a análise pelos coeficientes de correlação de Pearson, foram os elementos

chumbo, cobre, zinco, cromo e níquel. Apesar de o metal pesado cádmio não ter

apresentado significância estatística nesta análise, foi considerado que este elemento

apresenta relação direta com a atividade de destruição de munição, já que o mesmo

mostrou estar em concentrações moderadas de contaminação no solo da região.

Ainda, pode-se validar este metal nesta análise por meio tanto da afirmativa de

BRUNELLE et al. (1970), em associação com o dito acima, como através das análises

de regressão, em que esse elemento apresentou relação diretamente proporcional

entre suas curvas de ajuste para o solo e para a vegetação.

O transecto linear que apresentou a segunda maior concentração espacial dos

metais acima citados foi o transecto sudeste, sendo que sua porcentagem de

125

concentração ficou em torno de 18,86% na primeira profundidade e 21,72% na

segunda profundidade. Esse transecto também é favorecido pela topografia local, não

apresentando obstáculos de relevo. Desta forma, pode-se afirmar que a topografia da

região, em associação com a velocidade e direção dos ventos, influencia diretamente

a dispersão espacial da contaminação na área de estudo. Além disto, a maior

concentração destes poluentes no setor sul-sudeste só vem a confirmar a assertiva de

que a contaminação no solo do sítio possui como seu maior agente dispersor a erosão

hídrica. Como já dito anteriormente, as rotas de fluxo favoráveis ao escoamento

superficial encontram-se no setor leste-sul. Na primeira profundidade estudada, os

transectos com as três maiores porcentagens de concentrações dos metais referidos

nesta análise são justamente os dos setores sul, sudeste e leste. Levando-se em

consideração apenas os metais que apresentaram contaminação no solo da região, ou

seja, os elementos chumbo, cobre e cádmio, os resultados são semelhantes. Neste

caso, na primeira profundidade, os transectos sul (24,48%), sudeste (23,09%) e leste

(12,9%) foram os que mostraram as maiores porcentagens de concentração por

transecto no solo. Na segunda profundidade, o transecto que apresentou a maior

porcentagem foi o sul (29,66%) e o segundo foi o sudeste (26,66%). A Tabela 5.14

mostra as porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de

contaminação por transecto linear na vegetação e a Figura 5.40, o gráfico das

porcentagens na flora do sítio.

Tabela 5.14: Porcentagens das concentrações dos metais oriundos da fonte de contaminação

por transecto linear na vegetação.

Concentrações dos metais oriundos da fonte de conta minação por transecto

linear (%)

Transecto linear Vegetação Norte 11,56

Nordeste 12,21

Leste 12,89

Sudeste 13,83

Sul 11,88

Sudoeste 15,84

Oeste 13,08

Noroeste 8,71

Total = 100%

126


por transecto na vegetação.

A vegetação, ao contrário do solo, apresentou uma distribuição relativamente

equitativa das porcentagens das concentrações por transecto dos metais chumbo,

cobre, cádmio, zinco, cromo e níquel. Esta diferença fica mais evidente quando

comparados os gráficos das porcentagens do solo na profundidade de 20-40 cm com

o de vegetação. Esta distribuição parecida significa dizer que o agente vento se

mostra como o principal dispersor da frente de poluição para a variável vegetação.

Fato semelhante foi observado nos mapas de variabilidade espacial dos metais na

vegetação, em que a principal característica em comum entre estes com o dito acima

foi a tendência omnidirecional de espalhamento das partículas metálicas residuais

advindas das detonações dos explosivos e munições inservíveis. Aqui, apresentou-se

uma maior tendência da absorção pelas espécies vegetais da flora no transecto

sudoeste, sendo que a porcentagem da quantidade de metais pesados absorvidos

pelas plantas ficou por volta de 15,84%. O transecto linear que apresentou a segunda

maior concentração espacial de metais pesados foi o transecto sudeste, sendo que

sua porcentagem de concentração total dos metais pesados nos tecidos e órgãos das

espécies vegetais ficou por volta de 13,83%.

De um modo geral, as porcentagens das concentrações dos metais oriundos

da fonte de contaminação por transecto não apresentaram a mesma tendência no solo

e na vegetação. Segundo DUDKA & MILLER (1999), a absorção dos metais pelas

plantas não ocorre de forma proporcional à concentração do mesmo no solo. A

absorção pelas plantas, em um solo com diversos metais pesados, pode ser diferente

127

da verificada com elementos isolados, em razão das diversas interações entre esses,

que podem ser independentes, antagonistas ou sinergísticas, e as respostas das

espécies ao excesso de metais pesados deve ser diferenciada, em consequência da

especiação desses elementos no solo (BARCELÓ & POSCHENRIEDER, 1992). Desta

forma, associado ao fato de a absorção dos elementos pelas espécies vegetais

ocorrer tanto pelas raízes como pelas folhas, já que a fonte antrópica de poluição da

região espalha a contaminação via deposição atmosférica, não é de se estranhar que

os setores cardeais que apresentaram maiores concentrações dos metais pesados no

solo não tenham sido os mesmos em que as espécies vegetais mais os absorveram,

já que o principal agente dispersor da poluição no solo é o escoamento superficial.

A maior concentração no setor cardeal sudoeste evidencia que a absorção

foliar possui papel importante no cenário espacial de contaminação da área de estudo

e em locais onde a poluição é propagada pela atmosfera, já que uma das duas

primeiras predominâncias do vento na região ocorre no quadrante oeste-sudoeste. De

fato, o transecto linear que apresentou a terceira maior porcentagem de concentração

foi o transecto oeste (13,08%). Com relação ao fato de o transecto sudeste ter

apresentado a segunda maior porcentagem, isto mostra que a dispersão através das

rotas de fluxos favoráveis de escoamento superficial também influencia a

concentração espacial dos metais na região e a consequente absorção pelas plantas,

já que este transecto, juntamente com o leste, quarta maior porcentagem de absorção

pelas plantas, cortavam o corpo hídrico responsável pela vazão da água da chuva na

área. Isto leva à conclusão que tanto a erosão hídrica como o espalhamento

atmosférico contribuem e possuem relação direta com a localização espacial dos

contaminantes advindos da atividade de destruição de munição da região. As Tabelas

5.15 e 5.16 apresentam um resumo geral da contaminação da região de estudo em

função dos metais analisados, no solo e na vegetação, respectivamente.

128

Tabela 5.15: Resumo geral da contaminação no solo da área de estudo em função dos metais

analisados.

RESUMO GERAL DA CONTAMINAÇÃO NO SOLO ( mg.kg -1)

Metal

Valores

Orientadores Maior

Média

Faixa de

Valores

Raio Médio de

Alcance da

Contaminação

(m)

Alcance das

concentrações

médias (m)

Solo

Contaminado

(status) VP VI VMín. VMáx.

Pb 72 180 166,35 5,18 466 23,5

225

Sim

Cu 60 200 94,08 0,139 221 28 Sim

Cd 1,3 3 1,09 0,357 2,22 - Sim

Zn 300 450 104,68 11,4 196 - Não

Cr 75 150 21,2 3,08 41,9 - Não

Ni 30 70 8,06 1,69 17,6 - Não

Mn - - 311,25 42,8 638 - -

Fe - - 17.922,88 5.964 29.560 - -

129

Tabela 5.16: Resumo geral da contaminação na vegetação da área de estudo em função dos

metais analisados.

RESUMO GERAL DA CONTAMINAÇÃO NA VEGETAÇÃO ( ppm )

Metal

Valores de Literatura Maior

Média

Faixa de

Valores

Raio Médio de

Alcance da

Contaminação

(m)

Alcance das

concentrações

médias (m)

Flora

Contaminada

(status)1 VMín. VMáx. VRef. VMín. VMáx.

Pb 10 100 30 51,61 21,3 204 56

72 Sim

Cu 5 20 20 48,3 5,01 118 88 225 Sim

Cd 0,2 10 5 4,91 0,329 10,2 166 180 Sim

Zn 95 400 100 236,88 22,6 333 100 225 Sim

Cr 2 75 5 8,26 0,929 22 151 177 Sim

Ni 8 70 10 6,16 1,42 11,8 31

225

Não

Mn 400 1.000 400 350,75 35,8 878 - Sim

Fe 1.000 - 3.187,

57 122 7.850 - *

* Sem valores orientadores de literatura suficientes para aferir algo a respeito;

1 – status da contaminação baseado na análise multivariada dos valores orientadores das

literaturas citadas.

130

6. CONCLUSÕES E SUGESTÕES PARA PESQUISAS

FUTURAS

6.1. CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS

- A metodologia utilizada para avaliar a contaminação ambiental por metais pesados

mostrou-se eficaz, já que os resultados obtidos corroboraram com os encontrados em

investigações anteriores no solo do sítio estudado e também acusaram toxicidade nas

espécies vegetais da flora local;

- O diagnóstico encontrado de poluição ambiental por metais pesados no solo da

região, ou seja, contaminação pelos elementos cobre e cádmio em moderadas

concentrações e chumbo em elevadas concentrações, confirmou que a vegetação da

região está atuando como bioindicadora de poluição do ecossistema, já que foi

constatado toxicidade por estes metais nas espécies vegetais da flora do sítio

estudado, além dos metais zinco, cromo e manganês. Ainda, apesar da metodologia

de coleta da vegetação ter sido por amostragem composta e para várias espécies, já

que a área de estudo não possuía espécie vegetal representativa em função da

considerável biodiversidade de sua formação fitoecológica, os resultados mostraram-

se eficazes com relação à análise generalizada da flora local;

- Levando-se em consideração os resultados obtidos nos estudos de variabilidade

espacial e os próprios dados em si, a contaminação pelo metal cádmio no solo

mostrou-se pontual, ou seja, apenas em alguns pontos específicos do sítio. No solo, o

elemento cobre apresentou tendência de evolução da contaminação a valores de

concentração considerados elevados pela legislação vigente. Na vegetação, o

elemento níquel mostrou tendência de evolução da contaminação a valores tóxicos ou

excessivos segundo os valores generalizados para várias espécies vegetais de

Kabata-Pendias & Pendias;

- Em função dos resultados obtidos nos coeficientes de correlação de Pearson entre

solo e vegetação para os metais pesados, pode-se afirmar que os elementos chumbo,

cobre, zinco, cromo e níquel apresentaram correlação direta com a fonte antrópica de

poluição atmosférica da área de estudo, caracterizando esta atividade como de

potencial risco de poluição do meio ambiente circundante. O metal manganês, através

da análise de variabilidade espacial na vegetação, em associação com a característica

de os solos brasileiros possuírem consideráveis concentrações deste elemento

oriundas da formação pedogenética, apresentou visível relação entre sua

131

concentração nas espécies vegetais com a formação pedológica do solo da região,

apesar dos coeficientes de correlação não terem apresentado significância

considerável;

- A dispersão atmosférica da frente de contaminação da área mostrou ser diretamente

influenciada pela topografia da área central de detonações e pelo regime de ventos

predominante, sendo que os setores sul e sudeste, justamente os que não possuíam

obstáculos topográficos consideráveis, foram as áreas que apresentaram maior

concentração total de poluentes no solo. Entretanto, a vegetação não apresentou

relação direta entre as áreas com maiores absorções das espécies vegetais com as

regiões de maiores concentrações de metais pesados no solo, sendo que as áreas

que mostraram maiores absorções dos elementos pelas plantas foram as dos setores

sudoeste e sudeste, caracterizando, desta forma, que tanto o mecanismo atmosférico

de poluição como o mecanismo de escoamento superficial pelas rotas de fluxos

favoráveis possuem grande parcela de contribuição na dispersão espacial da poluição

da área de estudo como um todo;

- No geral, os resultados em si evidenciaram que está ocorrendo o transporte de

contaminantes através do solo e por deposição atmosférica, sendo que as partículas

metálicas residuais oriundas das detonações dos explosivos e munições inservíveis

atingiram longas distâncias com relação ao epicentro das explosões. Levando-se em

consideração as análises de regressão efetuadas para a vegetação, por ser esta uma

bioindicadora de poluição ambiental atmosférica, os resultados mostraram diferentes

raios médios de alcance da contaminação, variando de metal para metal. Dos metais

que apresentaram relação direta com a fonte antrópica de contaminação da região, o

níquel alcançou a distância de 31 m, o cromo a de 151 m, o zinco a de 100 m, o cobre

a de 88 m e o chumbo a distância de 56 m. Apesar de o elemento cádmio não ter

apresentado relação com a fonte de poluição da região pelos resultados encontrados

através dos coeficientes de correlação linear, sabendo-se que este metal pesado está

associado à poluição ambiental quando encontrado em concentrações tóxicas nas

plantas e por ter apresentado contaminação moderada no solo do sítio, este metal

apresentou um alcance de 166 m. Além disto, todas as concentrações médias dos

metais no solo apresentaram valores até a distância de 225 m. Na vegetação, a

exceção dos metais chumbo, cádmio e cromo, fato semelhante fora observado. No

que diz respeito às exceções, o cromo apresentou níveis de concentração médios até

a distância de 177 m, o cádmio até a distância de 180 m e o chumbo, até 72 m.

132

6.2. SUGESTÕES PARA PESQUISAS FUTURAS

- Análise de contaminação por poluentes orgânicos;

Devido ao fato de os explosivos e munições inservíveis serem detonados por

Trinitrotolueno (TNT), existe a possibilidade de existir contaminantes orgânicos

aromáticos, principalmente na região central de destruição, a despeito da investigação

preliminar feita pela PUC-RJ para este tipo de poluente. Existe certa chance de as

plantas estarem absorvendo o quantitativo presente na região, mascarando os

resultados obtidos para o solo. Desta maneira, seria interessante um estudo que

abrangesse uma considerável área experimental, como este presente estudo, e que

realizasse observações tanto no solo como na vegetação da região.

- Modelagem atmosférica da frente de contaminação;

Seria interessante montar um modelo matemático-computacional que previsse,

na medida do possível e em função das variáveis ambientais e das operacionais, no

que tange as detonações, a forma do avanço da frente de contaminação atmosférica

da região. Com isso, possibilitar-se-ia conhecer os locais mais prováveis do sítio em

que a contaminação se alastrasse e se concentrasse mais. Desta forma, as medidas

de remediação e monitoramento ambiental tornar-se-iam mais pontuais, sendo

implantadas nos focos específicos de poluição.

- Espécies vegetais potenciais para a fitorremediação e uso como barreira de proteção

ambiental.

Um estudo que abrangesse o potencial das diferentes espécies existentes

utilizadas em fitorremediação, levando-se em consideração as características

ambientais da região como o pH, o evento em si e os tipos de metais pesados

encontrados na região, seria de mais valia para futuras possibilidades de implantação

de projetos que visem à recuperação da área de estudo. Além disto, um estudo

completo de fertilidade do solo teria que ser feito para a viabilização, possível

intervenção e consequente eficiência da fitorremediação. Esta é uma tecnologia

barata, sendo que em associação com outros tipos de técnicas consegue-se

maximizar seu efeito. Além disto, espécies arbustivas de médio a grande porte podem

servir tanto para a remediação ambiental da área como para a formação de uma

barreira biológica que freasse a maior parte do avanço da frente atmosférica de

contaminação, sendo que em associação com uma barreira mecânica conseguir-se-ia

133

uma maior eficiência no controle do espalhamento da poluição ambiental característica

da região.

134

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151

APÊNDICE 1

RESULTADOS DAS ANÁLISES GRANULOMÉTRICAS E DOS

PARÂMETROS DE FERTILIDADE

152

Tabela A.1.1: Valores da análise granulométrica nos pontos amostrais para a profundidade do

solo em 0-20 cm.

Ponto Amostral Análise Granulométrica (g/kg) - Solo 0-20 cm Ponto Direção Areia Grossa Areia Fina Silte Argila

M. Zero N 666 128 126 80

M. Zero NE 492 122 246 140

M. Zero L 496 116 248 140

M. Zero SE 496 126 258 120

M. Zero S 616 160 144 80

M. Zero SO 580 138 182 100

M. Zero O 624 142 134 100

M. Zero NO 498 134 228 140

1 N 504 162 174 160

1 NE 480 128 172 220

1 L 458 124 198 220

1 SE 458 158 204 180

1 S 528 148 164 160

1 SO 502 150 168 180

1 O 508 154 158 180

1 NO 612 140 108 140

2 N 502 132 166 200

2 NE 480 166 174 180

2 L 474 148 158 220

2 SE 760 118 62 60

2 S 566 168 146 120

2 SO 440 124 176 260

2 O 458 150 192 200

2 NO 506 148 146 200

5 N 362 144 174 320

5 NE 398 162 200 240

5 L 386 112 182 320

5 SE 100 220 480 200

5 S 398 114 308 180

5 SO 582 118 180 120

5 O 420 136 204 240

5 NO 452 158 190 200

8 N 438 174 168 220

8 NE 378 134 168 320

8 L 304 74 382 240

8 SE 442 120 138 300

8 S - - - -

8 SO 532 118 150 200

8 O 448 170 162 220

8 NO 484 130 186 200

153


solo em 0-20 cm.


solo em 20-40 cm.

Ponto Amostral Análise Granulométrica (g/kg) - Solo 20-40 cm Ponto Direção Areia Grossa Areia Fina Silte Argila

M. Zero N 556 136 188 120

M. Zero NE 516 108 236 140

M. Zero L 532 110 238 120

M. Zero SE 364 144 332 160

M. Zero S 426 144 270 160

M. Zero SO 564 144 192 100

M. Zero O 532 160 208 100

M. Zero NO 630 166 104 100

11 N 484 148 148 220

11 NE 286 158 273 280

11 L 338 126 236 300

11 SE 574 112 174 140

11 S 426 154 200 220

11 SO 368 118 194 320

11 O 528 132 140 200

11 NO 446 100 194 260

13 N 584 186 170 60

13 NE 556 140 144 160

13 L 456 166 178 200

13 SE 442 132 286 140

13 S 388 118 194 300

13 SO 494 152 174 180

13 O 478 142 200 180

13 NO 506 106 168 220

14 N 260 102 158 480

14 NE 342 116 202 340

14 L 436 144 180 240

14 SE 552 108 160 180

14 S 344 86 190 380

14 SO 452 154 154 240

14 O 528 150 142 180

14 NO 366 98 216 320

154


solo em 20-40 cm.

1 N 512 174 154 160

1 NE 410 114 176 300

1 L 430 108 142 320

1 SE 470 172 198 160

1 S 446 170 224 160

1 SO 478 134 148 240

1 O 480 130 190 200

1 NO 570 160 150 120

2 N 436 152 172 240

2 NE 428 146 186 240

2 L 480 152 148 220

2 SE 576 172 132 120

2 S 534 146 200 120

2 SO 534 130 56 280

2 O 406 130 204 260

2 NO 518 124 178 180

5 N 304 98 158 440

5 NE 362 112 206 320

5 L 308 80 152 460

5 SE 68 100 492 340

5 S - - - -

5 SO 634 110 136 120

5 O 424 114 162 300

5 NO 518 124 158 200

8 N 420 164 176 240

8 NE 402 134 184 280

8 L 384 32 4,4 180

8 SE 418 122 160 300

8 S 526 142 172 160

8 SO 484 122 154 240

8 O 472 130 158 240

8 NO 494 122 184 200

11 N 508 148 144 200

11 NE 356 212 212 220

11 L 352 140 228 280

11 SE 498 120 182 200

11 S 430 132 218 220

11 SO 328 106 206 360

11 O 416 130 174 280

11 NO 370 86 184 360

155


solo em 20-40 cm.

13 N 572 198 190 40

13 NE 732 134 74 60

13 L 438 152 210 200

13 SE 476 140 224 160

13 S 366 120 214 300

13 SO 414 146 180 260

13 O 476 144 180 200

13 NO 418 94 188 300

14 N 244 88 188 480

14 NE 310 102 208 380

14 L 482 194 164 160

14 SE 498 114 168 220

14 S 316 94 170 420

14 SO 406 148 186 260

14 O 520 146 114 220

14 NO 266 70 224 440

Tabela A.1.3: Valores dos parâmetros de fertilidade nos pontos amostrais para a profundidade

do solo em 0-20 cm.

Ponto Amostral Parâmetros de Fertilidade - Solo 0-20 cm Ponto Direção pH (1:2,5) CTC1 (cmolc/dm3) V1 (%)

M. Zero N 4,5 1,8 82

M. Zero NE 5,1 4,8 41

M. Zero L 5 4 55

M. Zero SE 4,7 4,3 57

M. Zero S 5,2 3,9 61

M. Zero SO 5 5,3 59

M. Zero O 5,3 4,3 62

M. Zero NO - - -

1 N 4,8 6,3 34

1 NE 4,6 7 34

1 L 5,1 7,5 31

1 SE 5 6 53

1 S 5,4 5,5 55

1 SO 4,7 5,7 34

1 O 4,9 4,8 31

1 NO 5,2 3,2 38

156


do solo em 0-20 cm.

2 N 5,1 8,1 39

2 NE 5,5 5,8 60

2 L 5,1 7,7 46

2 SE 6,1 3,5 67

2 S 5,9 4,6 64

2 SO 4,9 6,7 34

2 O 4,9 6,3 42

2 NO 5,1 6,3 51

5 N 5,1 8,3 40

5 NE 5,1 8,7 35

5 L 6 9,5 62

5 SE 5,4 6,4 61

5 S 4,9 9,7 46

5 SO 5,3 5 51

5 O 4,9 6,3 35

5 NO 5,6 8,3 64

8 N 5,5 7,5 58

8 NE 5 8,3 39

8 L 5 9,9 41

8 SE 5,4 7,1 58

8 S 4,2 18 20

8 SO 5 3,8 31

8 O 5,5 7 55

8 NO 6,1 6 71

11 N 6 10 73

11 NE 5,6 8,5 52

11 L 4,7 10,5 36

11 SE 4,6 7 20

11 S 5,3 6,8 59

11 SO 5,7 9,8 63

11 O 4,8 6,8 42

11 NO 5,1 7,6 46

13 N 5,5 2,2 63

13 NE 5 3,4 35

13 L 4,8 7,5 42

13 SE 5,1 5,3 50

13 S 5,1 7,4 40

13 SO - 5,6 -

13 O 6,6 6,9 76

13 NO 5,6 5,5 55

157


do solo em 0-20 cm.

14 N 4,8 7,6 37

14 NE 4,7 5,7 47

14 L 4,4 6,9 27

14 SE 5,6 8,9 54

14 S 5,7 9,3 57

14 SO 6,5 - 79

14 O 6,2 6,5 69

14 NO 5,1 5,6 41

1 – Valores obtidos em pH = 7.


do solo em 20-40 cm.

Ponto Amostral Parâmetros de Fertilidade - Solo 20-40 cm Ponto Direção pH (1:2,5) CTC1 (cmolc/dm3) V1 (%)

M. Zero N 4,6 4,1 44

M. Zero NE - - -

M. Zero L 4,7 5,8 52

M. Zero SE 4,8 5,3 56

M. Zero S 4,9 5,5 58

M. Zero SO 5,2 - -

M. Zero O 5,2 - -

M. Zero NO - - -

1 N 4,9 5,3 41

1 NE 4,6 6,8 29

1 L 4,9 6,4 33

1 SE 6 6,3 74

1 S 5,5 6,1 65

1 SO 4,8 5,6 30

1 O 4,7 5,6 29

1 NO 5,2 3,8 57

2 N 5 8 36

2 NE 5,3 7,6 46

2 L 4,9 7 39

2 SE 5,9 4,3 69

2 S 6 5,1 67

2 SO 5 6,1 41

2 O 4,8 7 27

2 NO 5,1 6,8 49

158


do solo em 20-40 cm.

5 N 5,1 7,8 41

5 NE 4,8 7,3 25

5 L 7 6,7 100

5 SE 5,1 11,1 52

5 S 4,9 13,6 34

5 SO 4,9 4,1 48

5 O 4,9 6,1 32

5 NO 5,3 8,4 57

8 N 5,6 7,4 49

8 NE 4,9 7,4 26

8 L 4,9 9,9 36

8 SE 5,3 6,4 51

8 S 5 9,2 37

8 SO 4,8 6,1 29

8 O 5,3 6,6 55

8 NO 6,3 7,3 73

11 N 6,2 9,4 70

11 NE 6,1 8,5 69

11 L 5,7 10,5 47

11 SE 4,8 7,6 26

11 S 5,7 7,3 64

11 SO 5,3 8,5 50

11 O 4,9 6,9 31

11 NO 5 6 39

13 N 5,5 2,5 54

13 NE 5,9 3,4 56

13 L 4,8 7,5 43

13 SE 5,2 7,1 30

13 S 5,1 5,8 35

13 SO 5,1 5,6 44

13 O 6,6 6,9 76

13 NO 5,2 4,7 54

14 N 4,8 7 31

14 NE 4,8 5,7 42

14 L 5 6,9 31

14 SE 5,8 9,1 60

14 S 5,7 8,1 61

14 SO 6,6 - -

14 O 6 6,5 67

14 NO 5,2 5,8 46

1 – Valores obtidos em pH = 7.

159

Figura A.1.1: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o pH do solo.

160

Figura A.1.2: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para a CTC do solo.

161

APÊNDICE 2

RESULTADOS EXPERIMENTAIS E ANÁLISES ESTATÍSTICAS DO S

METAIS PESADOS NAS AMOSTRAS DE SOLO E DE VEGETAÇÃO

162

Tabela A.2.1: Valores da extração pseudototal dos metais pesados nos pontos amostrais para

a profundidade do solo em 0-20 cm.

Ponto Amostral Extração Pseudototal dos Metais Pesados (ppm) - Sol o 0-20 cm

Ponto Direção Cu Fe Mn Zn Cr Ni Cd Pb

M. Zero N 2,46 13230 192 40,4 21 7,99 0,886 *

M. Zero NE 6,01 13290 188 188 19,3 6,8 1,05 86,7

M. Zero L 7,12 16960 178 62,4 28,6 9,98 1,2 183

M. Zero SE 47,6 13890 193 72,7 19,9 7,98 0,986 201

M. Zero S 17,6 10430 127 57,9 13,5 5,32 0,766 199

M. Zero SO 25 15010 199 101 27,1 9,77 1,36 180

M. Zero O 25,2 10710 149 189 15,6 6,16 0,856 163

M. Zero NO 13,8 16810 229 126 23,8 9,14 1,37 76,1

1 N 24,5 14990 207 43,9 25,9 12,9 * 33,4

1 NE 8,36 9847 81,4 46,5 12,8 * * *

1 L 23,3 11080 122 41,2 13,8 * 0,706 29,7

1 SE 78,6 17590 179 88,7 24 9,02 1,09 136

1 S 126 15590 232 149 20,2 8,39 1,02 111

1 SO 50,4 14430 317 67 15 6,17 * 94,9

1 O 100 11400 219 115 13,2 5,89 * *

1 NO 97,3 13340 163 74,9 17,4 7,44 * 117

2 N 7,57 11610 221 37,5 9,98 3,9 0,579 15,2

2 NE 75,2 14490 201 128 20 7,86 * 79,7

2 L 46,8 12320 135 57,1 14,8 4,56 0,889 37,3

2 SE 51,7 8274 111 36,9 12,2 4,22 * 96,2

2 S 65 13380 212 74,9 16,1 6,76 1,02 142

2 SO 2,45 16420 427 37,8 16,5 7,18 0,874 *

2 O 86,1 13830 171 95,8 16,4 6,33 1,07 45

2 NO 83,2 15160 287 66,2 12,9 5,54 * 54

5 N 15,3 14730 159 27,7 10,6 * * 26,8

5 NE 11,4 11900 103 34,7 10,8 3,49 * 17,9

5 L 30,8 20180 136 45,4 20,2 * 1,09 40,3

5 SE 198 29560 401 165 41,9 17,6 2,01 217

5 S 89,5 18330 251 89,3 20,4 8,88 1,49 133

5 SO 28,7 7648 123 38 8,86 3,64 * 18

5 O 6,36 13880 260 29,8 12,8 4,32 * 9,74

5 NO 26,5 13200 444 45,1 12,2 4,68 0,763 18,7

8 N 4,79 12340 532 32,8 8,09 3,5 0,691 *

8 NE 2,58 12920 95,9 25,1 9,26 3,88 * *

8 L 70,7 18570 289 93,9 20,3 8,51 1,53 92,3

8 SE 10 14710 130 21,9 7,05 2,73 0,736 17,1

8 S 97,1 25230 227 87,5 19,5 8,76 1,63 123

8 SO 3,18 8933 74,1 15,8 8,51 * * *

8 O 7,76 11250 364 31 9,21 4,21 * *

8 NO 7,38 17660 339 41,6 17,1 6,27 0,777 11,3

163



11 N 2,81 14930 461 44,4 11 5,14 * *

11 NE 6,18 19740 380 59,1 16,7 7,84 1,2 19,7

11 L 15,8 26250 597 70,8 16 7,73 1,8 *

11 SE 5,75 6632 42,8 23,8 5,23 1,69 * *

11 S 5,2 16740 264 41 9,55 4,17 0,789 12,6

11 SO 6,07 19790 170 35 19 * * *

11 O 2,98 9795 129 23,3 8,08 2,98 * *

11 NO 4,45 13370 190 26,4 13,2 4,09 * *

13 N * 10390 147 93,4 * * * *

13 NE 8,55 11530 230 38,4 9,77 5,33 0,666 *

13 L 4,39 13230 366 44,9 11,1 5,79 0,952 11,4

13 SE 1,45 11940 119 26,8 3,3 1,71 * 11,2

13 S 4,41 19940 206 39,5 18,2 6,95 * *

13 SO 2,93 12130 310 32,1 12,3 4,71 0,79 *

13 O 10,2 17780 389 46,4 24,6 9,95 0,971 *

13 NO 1,28 8459 74,5 12 6,32 * * *

14 N * 20880 77,3 24 9,73 * 1,1 *

14 NE 3,02 16430 152 36,3 11,8 4,26 * *

14 L 5,31 14990 304 49,7 12,3 5,92 0,869 *

14 SE 10,7 14430 638 167 9,81 * * *

14 S 3,3 18670 238 30 8,96 4,64 0,978 16,7

14 SO 2,59 12470 427 30,8 10,7 4,2 0,802 *

14 O 4,64 13560 570 43,7 14,9 7,19 0,766 *

14 NO 0,139 12210 83,7 11,4 7,48 * * *

* Valores não detectáveis pelo ICP-OES.



Ponto Amostral Extração Pseudototal dos Metais Pesados (ppm) - Sol o 20-40 cm

Ponto Direção Cu Fe Mn Zn Cr Ni Cd Pb

M. Zero N 16,4 14570 182 43,8 23,4 8,83 0,881 33,1

M. Zero NE 13,6 13970 163 45 20,4 6,68 0,846 37,7

M. Zero L 33,8 13900 149 57,6 22,1 8,22 0,912 199

M. Zero SE 172 18360 221 108 26,9 10,2 1,39 182

M. Zero S 221 17510 210 131 21,5 8,52 1,34 466

M. Zero SO 101 13770 185 101 19,4 7,76 1,09 157

M. Zero O 120 14340 195 183 20,2 8,26 1,39 152

M. Zero NO 74,8 11260 147 60,9 15,7 6,02 0,908 104

164



1 N 16,8 15030 192 44 26,6 13,6 1,07 32,5

1 NE 4,98 13660 85,8 34,4 16,2 4,32 * *

1 L 8,15 13110 73,8 20,8 16 * 0,772 19,7

1 SE 108 15660 207 117 21,2 8,13 1,32 183

1 S 140 19190 329 196 25,7 9,45 1,2 59,2

1 SO 19,7 15100 353 52,7 14,5 5,77 * 33

1 O 22 10880 236 50,8 11,7 5,27 * 14,3

1 NO 131 15280 200 89,1 21 8,81 1,16 198

2 N 13,6 14030 217 45,9 12,8 4,96 0,83 14,3

2 NE 35,6 12770 182 65,8 14,2 4,44 0,852 30,9

2 L 16,1 9817 73,8 27,1 11,6 * 0,559 18

2 SE 81,1 10710 125 54,8 15,7 5,72 * 100

2 S 92,3 14430 223 101 17,4 7,85 * 145

2 SO 3,43 20660 420 44,4 21,7 9,9 1,01 *

2 O 28,6 14840 138 51,1 18,6 6,71 * *

2 NO 39,8 17120 472 52,9 12,4 * 0,949 35,6

5 N 4,89 19990 116 23,7 13,6 * * 15,2

5 NE 4,51 14000 84,2 25,2 11,6 * * 7,64

5 L 5,93 22530 72,8 22,8 20,3 * 1,24 18,1

5 SE 139 28060 400 166 34,9 13,7 2,22 258

5 S 70,3 22740 302 118 24,4 11,4 1,62 124

5 SO 11,1 7413 135 21 8,33 * 0,366 *

5 O 3,79 15480 207 30,6 14,1 * * 6,04

5 NO 10,7 13170 401 31,7 11,3 * * 11,4

8 N 2,23 13900 461 32,6 9,15 4,29 0,681 *

8 NE 2,08 14450 104 26,8 9,25 4,15 * *

8 L 12,3 13790 189 48,7 11,8 5,04 0,973 23,9

8 SE 2,44 9461 64,6 17,9 5,96 * * *

8 S 8,58 10950 131 36 7,99 * * *

8 SO 2,31 12430 87,3 18,9 11,4 * * *

8 O 3,57 13770 391 30,8 10,4 * 0,788 *

8 NO 4,25 18670 422 39,1 18,7 6,73 * *

11 N 3,65 15940 613 47,3 12 5,94 0,774 5,67

11 NE 3,02 18950 398 51,8 14 6,7 1,28 *

11 L 6,87 23780 389 57,6 15,2 7,78 1,47 *

11 SE 2,53 5964 51,5 22,9 5,6 2,4 * *

11 S 3,89 18780 258 40,5 13,7 5,51 * *

11 SO 3,78 22980 163 33,4 22,4 6,51 1,21 *

11 O * 13410 127 25,4 10,9 * * *

11 NO 1,38 17740 161 26,2 16,3 * 0,927 *

165



13 N * 10110 145 113 * * 0,565 *

13 NE 3,49 6540 114 22 6,42 2,77 0,357 *

13 L 3,06 12230 245 37,9 10,3 5,02 0,7 *

13 SE * 10280 107 25,3 3,08 * * *

13 S 7,34 28370 247 52,3 27,4 11,8 1,32 13,3

13 SO 0,966 14740 246 32,1 14,1 4,56 * 5,18

13 O 10,1 19470 418 47,9 29,9 11,6 1,18 *

13 NO * 11740 62,7 13,5 7,78 * * *

14 N * 20660 70,9 20,5 9,49 * * 10,9

14 NE 1,15 20400 150 33,7 12,8 3,92 1,3 *

14 L 3,55 11870 189 40,7 10,7 5,47 0,752 *

14 SE 4,7 13550 547 118 9,04 4,4 * *

14 S 3 19750 218 29,5 9,78 4,71 1,07 17,2

14 SO 2,39 14850 393 31,8 12,2 4,92 0,894 *

14 O 3,9 15350 545 45,7 17 7,57 0,916 *

14 NO * 15710 72 12,8 9 * 0,858 *



a vegetação.

Ponto Amostral Extração Pseudototal dos Metais Pesados (ppm) - Veg etação

1 N 39,4 2881 305 92,8 4,4 5,49 1,41 *

1 NE 12,2 398 118 103 1,43 * 3,87 *

1 L 118 3187,571 258 253 22 11,8 4,58 204

1 SE 31,5 1840 200 274 2,74 4,03 8,78 22,2

1 S 44,9 4007 379 180 8,49 6,56 5,07 57,4

1 SO 59,6 7850 743 283 16,2 11,5 3,8 63,2

1 O 35,8 1746 411 229 3,6 4,33 4,58 34,2

1 NO 26,3 3591 192 84,3 7,25 5,59 1,13 31,9

2 N 15,5 742 210 245 1,76 * 3,77 *

2 NE 80,5 5446 179 281 10,8 5,98 6,55 80,2

2 L 78,4 1580 160 232 * 3,33 4,96 *

2 SE 32,6 1676 318 203 3,18 3,6 6,05 *

2 S 35 2350 350 246 4,2 4,7 6,44 *

2 SO 54,5 4799 516 333 8,9 8,2 3,83 47,2

2 O 72,4 4729 287 227 10,3 7,7 3,8 43,6

2 NO 17,5 1064 261 128 2,16 2,62 2,75 *

166


a vegetação.

3 N 70,1 4719 255 181 11,1 6,79 3,25 64,2

3 NE 18,3 1705 187 224 3,28 4,12 2,11 *

3 L 36,4 790 247 191 * 4,09 4,89 *

3 SE 25,4 1099 331 197 * * 6,12 27,2

3 S 18,2 611 487 274 * 3,22 10,2 *

3 SO 32,8 3139 422 320 5,81 5,5 7,01 *

3 O 66,7 3955 205 198 7,16 5,94 3,06 37,9

3 NO 17,5 702 110 158 * * 2,6 *

4 N 35,8 1451 179 123 3,43 3,13 2,98 21,3

4 NE 46 316 195 136 1,7 2,64 2,4 *

4 L 26,4 554 158 159 * 2,88 2,14 *

4 SE 24,1 500 417 178 * * 4,8 *

4 S 24,8 1291 712 133 * * 6,46 *

4 SO 19,6 815 341 241 * 4,16 4,48 *

4 O 57,1 6601 302 200 12,7 8,03 3,47 *

4 NO 9,7 199 68,5 40,6 * 2,71 0,398 *

5 N 7,66 276 186 92,9 * * 2,13 *

5 NE 22,7 3107 227 146 5,58 3,96 1,53 *

5 L 35,8 863 139 143 1,64 2,84 3,29 *

5 SE 39 2990 526 214 4,77 4,79 7,44 31,9

5 S 24,2 1131 404 147 * 2,87 4,4 *

5 SO 42,9 4417 247 238 9,1 7,89 4,3 43,5

5 O 59,3 3867 255 145 7,74 5,2 1,25 36,7

5 NO 13 376 161 131 * * 2,55 *

6 N 7,61 373 236 78,1 * * 1,49 *

6 NE 16 3198 226 82,7 4,58 * * *

6 L 7,68 679 328 84,5 * 1,8 1,71 *

6 SE 17,1 372 283 57,2 * 1,54 * *

6 S 19,5 881 878 112 1,36 * 1,1 *

6 SO 30,9 5075 314 164 8,69 6,66 1,91 *

6 O 43,5 4163 405 113 7,9 5,45 1,28 *

6 NO 15 939 136 83,7 * 2,85 * *

7 N 7,61 453 291 62,7 1,93 * * *

7 NE 12,8 2772 186 63,4 4,1 * * *

7 L 17,2 900 196 82,5 * * 1,36 *

7 SE 38,7 497 324,7143 95,84286 * * * *

7 S 16,5 249 848 109 * * 1,02 *

7 SO 15 1525 180 126 2,56 3,83 1,38 *

7 O 13,7 300 156 82,3 * * 0,858 *

7 NO 22,4 3235 416 145 5,47 4,31 1,44 *

167


a vegetação.

8 N 8,9 526 313 81,7 3,58 * 1,36 *

8 NE 5,1 122 218 40,1 2,05 * 0,499 *

8 L 18,3 1067 239 100 * * 1,5 *

8 SE 13,5 245 413 101 * * 0,663 *

8 S 14,8 302 433 117 * * * *

8 SO 16,4 1429 371 87,55714 2,16 5,32 3,48 *

8 O 19,5 5221 253 63,1 7,3 4,19 * *

8 NO 12,8 2078 411 110 * 3,01 1,59 *

9 N 12,5 352 286 133 4,32 5,09 * *

9 NE 14,6 1893 361 101 3,41 * * *

9 L 10,6 451 155 31,3 * * * *

9 SE 12,5 317 370 86 * * * *

9 S 11,9 206 226 33,9 * * * *

9 SO 13 1020 267 119 1,24 4,2 1,47 *

9 O 10,5 284 182 60,8 * 2,37 * *

9 NO 14,4 1056 169 79,7 * 2,66 0,672 *

10 N 13,1 330 152 77,7 * 1,42 1,18 *

10 NE 17,2 186 447 64,6 * 3,96 * *

10 L 25,3 251 116 38,4 * 4,78 * *

10 SE 17,3 695 613 164 * 6,09 0,783 *

10 S 16 148 404 70,1 * * 0,753 *

10 SO 10,5 400 282 81,2 * * 1,2 *

10 O 13,2 1954 261 73,3 2,99 * 0,598 *

10 NO 12 960 223 56,3 * * 0,441 *

11 N 12,5 890 81 49,9 * * 0,503 *

11 NE 15,4 383 219,5714 211 * * * *

11 L 15,2 245 121 34,2 * * * *

11 SE 24,3 201 589 156 * 3,15 * *

11 S 14,3 245 190 51 * * 0,694 *

11 SO 5,69 956 151 63,9 2,63 * * *

11 O 10,6 657 223 77,3 * 2,05 * *

11 NO 12,3 1832 182 63,1 2,39 2,95 0,904 *

12 N 17,4 270 298 86,5 * * 1,05 *

12 NE 16,6 406 380 132 * 3,34 1,44 *

12 L 28,5 328 286 59,2 * 5,53 0,452 *

12 SE 10,3 616 363 83,6 1,42 1,74 0,792 *

12 S 14,7 903 309 73,7 0,929 * 0,683 *

12 SO 6,9 162 316 22,6 * * * *

12 O 19,4 269 348 46,6 * 2,99 0,811 *

12 NO 9,94 520 266 66,2 * * * *

168


a vegetação.

13 N 12,5 399 279 234 * * 0,993 *

13 NE 15,2 319 373 44,5 * 8,07 * *

13 L 19,7 2162 312 49,4 3,84 4,28 * *

13 SE 5,01 251 491 78,8 * * 0,953 *

13 S 12,8 324 339 51,5 * 2,41 0,632 *

13 SO 13,6 2604 176 41,6 3,7 * * *

13 O 8,76 152 35,8 23,3 * * * *

13 NO 5,77 284 199 54,1 * 1,89 0,329 *

14 N 16 1520 307 60,4 * * * *

14 NE 17 259 266 42,4 * * * *

14 L 15,4 1087 648 57,4 * 3,43 * *

14 SE 8,49 162 144 90,6 * * * *

14 S 7,44 344 382 88,2 * * * *

14 SO 6,84 261 108 32 * * * *

14 O 12,4 304 59,2 37,4 * 2,06 * *

14 NO 8,73 741 236 42,7 * * * *


Figura A.2.1: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal chumbo na

profundidade do solo de 0-20 cm.

onde:

* Logaritmo natural da soma do valor da concentração do metal mais 1.

Ln* chumbo – Solo 0-20 cm

169





Ln* chumbo – Solo 20-40 cm

Ln* cobre – Solo 0-20 cm

170





Ln* cobre – Solo 20-40 cm

Ln* cádmio – Solo 0-20 cm

171




vegetação.

Ln* cádmio – Solo 20-40 cm

Chumbo – Vegetação

172


vegetação.


vegetação.

Ln cobre – Vegetação

Ln* cádmio – Vegetação

173

Figura A.2.10: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal zinco na

vegetação.

Figura A.2.11: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal cromo na

vegetação.

Ln zinco – Vegetação

Ln* cromo – Vegetação

174

Figura A.2.12: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal níquel na

vegetação.

Figura A.2.13: Resultados do semivariograma no software GS+ para o metal manganês na

vegetação.

Ln* níquel – Vegetação

Ln manganês – Vegetação

175

Figura A.2.14: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o metal

chumbo no solo.

176

Figura A.2.15: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o metal cobre

no solo.

177


cádmio no solo.

178

Figura A.2.17: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o metal zinco

no solo.

179

Figura A.2.18: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o metal cromo

no solo.

180

Figura A.2.19: Resultados das análises de regressão no software LAB FIT para o metal níquel

no solo.

181


manganês no solo.

182

Figura A.2.21: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal ferro no

solo.

Figura A.2.22: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal chumbo

na vegetação.

183

Figura A.2.23: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal cobre na

vegetação.

Figura A.2.24: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal cádmio

na vegetação.

184

Figura A.2.25: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal zinco na

vegetação.

Figura A.2.26: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal cromo

na vegetação.

185

Figura A.2.27: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal níquel na

vegetação.

Figura A.2.28: Resultados da análise de regressão no software LAB FIT para o metal ferro na

vegetação.

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IMPACTO DA ATIVIDADE DE DESTRUIÇÃO DE MUNIÇÃO NA …