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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
CENTRO DE ENERGIA NUCLEAR NA AGRICULTURA
FELIPE YAMADA FONSECA
Aplicabilidade do compartimento ecológico fauna em
estudos de avaliação da qualidade ambiental
Piracicaba
2010
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FELIPE YAMADA FONSECA
Aplicabilidade do compartimento ecológico fauna em
estudos de avaliação da qualidade ambiental
Dissertação apresentada ao Centro de
Energia Nuclear na Agricultura da Universidade
de São Paulo para a obtenção do título de
Mestre em Ciências
Área de Concentração: Química na
Agricultura e no Ambiente
Orientadora: Profa. Dra. Elisabete A. De
Nadai Fernandes
Piracicaba
2010
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AUTORIZO A DIVULGAÇÃO TOTAL OU PARCIAL DESTE TRABALHO, POR QUALQUER
MEIO CONVENCIONAL OU ELETRÔNICO, PARA FINS DE ESTUDO E PESQUISA, DESDE
QUE CITADA A FONTE.
Dados Internacionais de Catalogação na Publicação (CIP)
Seção Técnica de Biblioteca - CENA/USP
Fonseca, Felipe Yamada
Aplicabilidade do compartimento ecológico fauna em estudos de avaliação
da qualidade ambiental / Felipe Yamada Fonseca; orientadora Elisabete A. De
Nadai Fernandes. - - Piracicaba, 2010.
107 f.: il.
Dissertação (Mestrado – Programa de Pós-Graduação em Ciências. Área
de Concentração: Química na Agricultura e no Ambiente) – Centro de Energia
Nuclear na Agricultura da Universidade de São Paulo.
1. Análise por ativação neutrônica 2. Aves – Rio Piracicaba 3. Elementos
químicos 4. Invertebrados terrestres – Rio Piracicaba 5. Monitoramento
ambiental 6. Poluição ambiental – Rio Piracicaba I. Título
CDU 504.5:543.522
Aos meus pais, Edna Ap. Leiko Yamada Fonseca e Clodoaldo Rodrigues
Fonseca, e a todos os que vieram antes deles,
DEDICO
AGRADECIMENTOS
Às instituições de apoio técnico, científico e financeiro
• Universidade de São Paulo - USP
• Centro de Energia Nuclear na Agricultura – CENA
• Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico – CNPq
Aos Professores e Doutores
• Dr. Alexsander Zamorano Antunes, pelo auxílio e ensinamentos
• Prof. Dr. Gabriel Adrián Sarriés, pelo apoio e momentos de alegria
• Prof. Dr. Márcio Arruda Bacchi, pela amizade e por não medir esforços em
auxiliar-me
• Finalmente, à Profa. Dra. Elisabete A. De Nadai Fernandes, pela
compreensão, por tornar esse sonho possível e, principalmente, pela
orientação tanto profissional quanto pessoal, meus sinceros e emocionados
agradecimentos
Aos amigos do Laboratório de Radioisótopos:
• Adriana de Angelis Fogaça
• André Luis Lima de Araújo
• Camila Elias
• Cláudio Luiz Gonzaga
• Paula S. Modulo, por tantas conversas e desabafos, agradeço de coração
• Silvana R. V. Sarriés
• Vanderlei A. Stefanuto
• E aos demais, cujo espaço não permite citar, meus agradecimentos
Aos amigos de outrora e de agora:
• Diego Nascimento Lima, por simplesmente ser meu melhor amigo
• Jonathan Rodrigues dos Santos, o “show man”, que também é meu melhor
amigo
• Fábio Carneiro Monção, o “binho”, pois é meu terceiro melhor amigo
• Laura Lino, por ser a amiga que preciso quando preciso
• Andrine Barbosa, a “poodle”, Juliana Longatto, a “ju” e Paula Garcia, a
“paulete”, amigas que tanto adoro
• Gustavo R. Alves, o “gusta” e Felipe Domingues, o “eskerda”, que me
acompanham nesses tempos
• Guilherme Moro, o “moretis”, que representa meus amigos da Universidade
Metodista de Piracicaba, sempre acreditou e nunca se esquece de meu
aniversário
• Christian Garcia, pois vários foram os momentos que compartilhamos e nos
divertimos
• Eloise Belan, for teaching me english and be my friend
• Gustavo Y. Fonseca, pois é meu irmão e tenho muito que agradecer
• Finalmente, em especial, à bióloga mais feliz do mundo, Inês Possignolo
Rodrigues, por ser uma “irmã”, por tudo o que fez, faz e fará por mim, meus
agradecimentos do fundo de meu coração
• E àqueles que, com certeza, me esqueci, agradeço
Agradecimentos especiais
Na capa deste trabalho consta somente um nome, o meu. Porém, tenho a
obrigação de relatar, mesmo que de maneira breve, que este trabalho foi realizado
por um grupo muito dedicado. Os nomes que cito agora, de coração e com alegria,
podem ser considerados tão autores quanto eu deste trabalho.
À
• Dr. Elvis Joacir de França, principalmente
• Claudinei Bardini Jr
• Isabel Cavalca
• Leandro Camili
• Vanessa dos Santos Rodrigues
Meus agradecimentos, pois sem vocês, eu jamais teria feito o que fiz
À Tatiane Batista, por ser meu alicerce, por acreditar e não permitir que eu
desista, te amo
Finalmente, à Laila Fonseca (Canis familiaris), por demonstrar a genuína
felicidade sempre que me vê
“Meia-verdade é mentira inteira”
Ditado iídiche
“Não importa o que vejo
Importa apenas como vejo
E o que sinto ao viver o momento”
Felipe Y. Fonseca, em “Cacos e eternidade”
“Não existe caminho para a felicidade. A felicidade é o caminho”
Mahatma Gandhi
“A felicidade é o casamento entre o coração e a mente
Entre a razão e a emoção
O eu e o eu
O sol e a lua... o perfeito com o completo”
Felipe Y. Fonseca, em “O importante não têm importância”
RESUMO
FONSECA, F. Y. Aplicabilidade do compartimento ecológico fauna em
estudos de avaliação da qualidade ambiental. 2010. 107f. Dissertação
(Mestrado) – Centro de energia Nuclear na Agricultura, Universidade de São
Paulo, Piracicaba, 2010.
Com o aumento da interferência humana sobre os processos ecológicos
mantenedores dos ecossistemas, é crescente a necessidade de estudos para a
avaliação da qualidade ambiental. As atividades humanas produzem e liberam
substâncias químicas no ambiente em elevadas quantidades e, por vezes,
fórmulas desconhecidas. Por absorverem e acumularem elementos químicos,
diferentes grupos de organismos podem ser usados como biomonitores da
qualidade ambiental, contudo, pouco se conhece sobre o comportamento do
compartimento ecológico fauna quanto à presença de elementos químicos em
ambientes sujeitos à elevada pressão antrópica. Aves e invertebrados terrestres
são grupos taxonômicos bastante interessantes para utilização em estudos
ambientais dada à relevância ecológica e ao estreito relacionamento entre esses
grupos de animais. De modo a garantir alto grau de comparabilidade dos estudos
de biomonitoração, são também necessários cuidados com relação à escolha do
método analítico a ser empregado. Neste trabalho, utilizando-se da análise por
ativação neutrônica instrumental, método de padronização k
0
, denominada como
k
0
-INAA, foram realizados dois estudos referentes à representatividade de
amostras de invertebrados terrestres para estudos de biomonitoração (1) e à
aplicabilidade de k
0
-INAA na determinação da composição química de penas de
aves oriundas de ambientes úmidos urbanos da cidade de Piracicaba, Estado de
São Paulo e do Recife, Estado de Pernambuco (2). De acordo com os resultados
do teste de homogeneidade, os valores de índice z estiveram dentro do intervalo
de 95% de confiança, indicando homogeneidade da distribuição de elementos
químicos nas amostras de invertebrados terrestres analisados por k
0
-INAA. Os
resultados obtidos no teste de representatividade amostral foram satisfatórios
apesar do aumento da incerteza analítica proporcional à redução da massa de
amostra utilizada na análise. O método k
o
-INAA permitiu a determinação de Br,
Co, Fe, K, Na e Sc em porções analíticas muito pequenas de invertebrados
(menores que 40 mg), permitindo a realização de estudos ambientais mesmo em
condições desfavoráveis de amostragem. Quanto ao Estudo 2, o método analítico
empregado foi capaz de quantificar diversos elementos químicos em amostras de
penas. Grande variabilidade na composição química elementar foi observada
principalmente devido às condições ambientais dos locais de coleta. Elevadas
frações de massa de Hg, Cr, Ni e Sb foram determinadas nas penas das espécies
oriundas de Recife, local sujeito à forte influência antropogênica. Pela combinação
dos resultados de componentes do compartimento ecológico fauna, corroborou-se
a aplicabilidade de invertebrados e aves em programas de biomonitoração de
ambientes úmidos tropicais.
Palavras-chave: Invertebrados terrestres. Aves. Qualidade ambiental. Elementos
químicos. k
0
-INAA.
ABSTRACT
FONSECA, F.Y. Applicability of the ecological compartment Faunerds in studies of
environmental quality assessment. 2010. 107p. Dissertation (Master) - Centro de
Energia Nuclear na Agricultura, Universidade de São Paulo, Piracicaba, 2010.
With the increasing of human interference on the ecosystem ecological
maintaining processes, there is growing need for studies of environmental quality
assessment. New chemical substances are constantly produced and released by
human activities. Therefore, uptake of those chemicals by living organisms may not
be totally known. Different groups of organisms may be used as biomonitors of
environmental quality, however there is a lack of studies about the effects of
chemical elements on the ecological compartment fauna. Birds and invertebrates
are very interesting taxonomic groups for using in environment studies because of
their ecological relevance and intrinsic ecological relationship. In order to
guarantee a high level of comparability of biomonitoring programs, it is necessary
to take into account the analytical method itself. By means of the Instrumental
Neutron Activation Analysis, standardization method k
0
, defined as k
0
-INAA, two
studies relating to the sample representativeness of terrestrial invertebrates for
biomonitoring studies (1) and the k
0
-INAA applicability for determining chemical
composition of bird feathers from urban wet ecosystems of the Piracicaba City,
São Paulo State and Recife City, Pernambuco State (2) were carried out in this
work. According to homogeneity test results, z-score values were within the 95%
confidence level interval, indicating homogeneity of chemical element distribution in
the terrestrial invertebrate samples analyzed by k
0
-INAA. The obtained results for
the sample representativeness test were considered satisfactory despite of the
increasing of the analytical uncertainty with the proportional reduction of sample
mass utilized in the chemical analysis. By using k
0
-INAA method, Br, Co, Fe, K, Na
and Sc were determined in very small analytical portions (lower than 40 mg) of
invertebrates, allowing environmental studies even though in such unfavorable
analytical conditions. Referring to the Study 2, the employed analytical method was
able to quantify several chemical elements in feather samples. High variability of
feather chemical element composition was observed mainly due to the
environmental situation of the sampling points. Huge mass fractions of Hg, Cr, Ni,
Sb were determined in feathers from Recife, a locality subject to strong
anthropogenic impacts. By combining the analytical results of some components of
the fauna ecological compartment, this work corroborated the applicability of birds
and invertebrates for biomonitoring programs in tropical wet environment.
Keywords: Terrestrial invertebrates. Birds. Environmental quality. Chemical
elements. k
0
-INAA.
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO.....................................................................................................12
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA...............................................................................16
2.1 Degradação ambiental no município de Piracicaba....................................16
2.2 Comitê de bacias hidrográficas dos rios Piracicaba, Capivari e Jundiaí
(CBH-PCJ)..............................................................................................................18
2.3 O Projeto Interface SSV..................................................................................21
2.4 Elementos Químicos......................................................................................23
2.5 Biomonitoração...............................................................................................29
2.6 Biomonitoração com Invertebrados.............................................................31
2.7 Biomonitoração com Aves.............................................................................34
2.8 O método analítico K
0
-INAA...........................................................................35
3 REPRESENTATIVIDADE DE AMOSTRAS DE INVERTEBRADOS PARA
EMPREGO EM ESTUDOS DE AVALIAÇÃO DE QUALIDADE AMBIENTAL......37
3.1 Considerações iniciais...................................................................................37
3.2 Material e métodos.........................................................................................40
3.2.1 Amostragem.................................................................................................40
3.2.2 Preparação da amostras.............................................................................42
3.2.3 INAA..............................................................................................................44
3.2.4 Análise estatística........................................................................................45
3.3 Resultados e discussão.................................................................................46
3.3.1 Qualidade do procedimento analítico........................................................46
3.3.2 Variabilidade da composição química das amostras de
invertebrados........................................................................................................47
3.3.3 Representatividade amostral......................................................................54
4 K
0
-INAA APLICADA À DETERMINAÇÃO DE ELEMENTOS QUÍMICOS EM
PENAS DE AVES PARA ESTUDOS DE BIOMONITORAÇÃO............................62
4.1 Considerações iniciais...................................................................................62
4.2 Material e métodos.........................................................................................66
4.2.1 Amostragem.................................................................................................66
4.2.2 Análise química............................................................................................69
4.2.3 Análise dos dados.......................................................................................72
4.3 Resultados e Discussão.................................................................................73
4.3.1 Qualidade do procedimento analítico........................................................73
4.3.2 Composição química elementar das penas de aves................................75
4.3.3 Análise estatística multivariada.................................................................87
REFERÊNCIAS......................................................................................................93
1 INTRODUÇÃO
Anualmente, toneladas de substâncias químicas são despejadas sem controle no
ambiente em decorrência das inúmeras atividades industriais, agrícolas e urbanas.
Essas substâncias reduzem a qualidade ambiental de áreas próximas ou mesmo
distantes das fontes de poluição. Porém, os maiores problemas relacionados com a
poluição concentram-se nos ambientes urbanos e, por isso, é essencial a compreensão
dos efeitos e distribuição de elementos químicos que tenham sido liberados pelas
atividades antrópicas e incorporados por processos ecológicos nos ecossistemas
urbanos.
Processos ecológicos importantes, como a ciclagem de elementos nutrientes e
elementos não-nutrientes, como Br, Cr, e Hg, são afetados devido ao
desbalanceamento químico causado pela liberação de dejetos químicos. Apesar do
comportamento dos elementos químicos no ecossistema variar em função de diversos
fatores, muitos deles são persistentes e tendem a acumular nos tecidos dos organismos
vivos. Esse processo é denominado biomagnificação e, em última análise, contamina
toda a estrutura trófica do ecossistema. Infelizmente, os efeitos da contaminação
ambiental sobre as interações tróficas não são plenamente conhecidos.
A respeito da biomagnificação, quando no ambiente, os elementos químicos são
absorvidos pela comunidade vegetal e disponibilizados para outros níveis tróficos do
ecossistema. Por causa da incapacidade de eliminação desses elementos químicos
pelos seres vivos, eles terminam por acumular gradativamente em direção aos níveis
12
tróficos superiores. A biomagnificação é um fenômeno de ocorrência comum em
diferentes ecossistemas tanto marinhos (BURGER; GOCHFELD, 1995) quanto
terrestres (HOPKINS et al., 2004). Entretanto, a maior parte desses estudos é
normalmente direcionada a grandes áreas naturais, havendo lacunas no conhecimento
da qualidade ambiental em ecossistemas urbanos.
Por meio de estudos de biomonitoração é possível avaliar, com o mesmo
conjunto de amostras e resultados, a presença de elementos químicos poluentes, sua
distribuição pelos diferentes compartimentos ecológicos de um ecossistema, sua
acumulação nos organismos e, portanto, sua tendência de biomagnificação. Esse
modelo de estudo emprega organismos biomonitores, capazes de absorver e acumular
elementos químicos. Como biomonitores, já foram empregados plantas arbóreas
(FRANÇA, 2006), epífitos não vasculares (FREITAS et al., 2008) vasculares (ELIAS et
al., 2006) e animais vertebrados (FAIRBROTHER et al., 1999). Entretanto, poucos
estudos abordaram a comunidade de invertebrados terrestres (DEBOUGE; THOME,
1988), apesar de sua alta relevância ecológica. Este grupo é muito diversificado e
fundamental para a manutenção das características de um ecossistema.
Uma das razões que dificultam o emprego dos invertebrados terrestres em
estudos de biomonitoração é a dificuldade com a amostragem. A grande diversidade
desse grupo, mesmo em áreas impactadas, reflete grandes variações nos tamanhos e
comportamentos. Logo, a composição química dessas espécies pode dificultar a
identificação de organismos acumuladores de elementos químicos. Dessa maneira, um
passo importante para o emprego de invertebrados em bimonitoração é a realização de
13
estudos de representatividade amostral utilizando-se de métodos analíticos e
estatísticos reprodutíveis, de alto nível metrológico e com confiabilidade.
Além dos invertebrados, outro grupo com bastante relevância em estudos
ambientais são as aves. Apesar de bastante empregadas em estudos de
biomonitoração em outros países, as aves não foram utilizadas como biomonitores da
distribuição de elementos químicos no Estado de São Paulo ou em outros estados da
federação brasileira. Esse grupo taxonômico é bastante diversificado em termos de
espécies e, consequentemente, em termos de ocupação de nichos ecológicos.
Contudo, diferentemente dos invertebrados, possuem ecologia bastante conhecida.
As aves têm grande potencial de aplicabilidade em estudos de biomonitoração
devido à facilidade de obtenção de amostras como penas (PALMA et al., 2005) e
cascas de ovos (KENNAMER et al., 2005). Devido à biodiversidade inerente aos
ecossistemas tropicais, a utilização de diferentes grupos taxonômicos em estudos
ambientais pode fortalecer os resultados obtidos. Melhor ainda, ao envolver aves e
invertebrados, que são compartimentos ecológicos estreitamente relacionados em
termos de fluxo de energia e nutrientes.
Após a definição quanto à natureza das amostras, é fundamental em estudos
ambientais a escolha do método analítico a ser utilizado. Dentre os métodos analíticos
reconhecidos como adequados para estudos de biomonitoração, está a análise por
ativação neutrônica instrumental.
Desse modo, o objetivo desse trabalho foi estudar a aplicabilidade do
compartimento ecológico fauna, ou seja, invertebrados terrestres e aves, em estudos de
avaliação da qualidade de ambientes urbanos, sujeitos a diversos impactos. O método
14
analítico empregado para a caracterização química elementar foi k
0
-INAA, cujo
potencial foi detalhado nesse trabalho. Para o Estudo 1, foram realizados testes de
representatividade de amostras de invertebrados, enquanto, no Estudo 2, foi abordada
a composição química de penas de aves para a avaliação da qualidade ambiental.
15
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Degradação ambiental na Região de Piracicaba
A cidade de Piracicaba foi fundada em 1 de agosto de 1767 por Antônio Corrêa
Barbosa às margens do Rio Piracicaba. A cidade localiza-se no interior do Estado de
São Paulo em área denominada “depressão periférica”, que se estende desde o litoral
ao interior do Brasil (CHRISTOFOLETTI; FEDERICI, 1972). A região foi facilmente
colonizada devido às características geomorfológicas e presença de grandes rios,
inicialmente usados para o transporte (MARTINS, 1998). Ainda no século XVII, foi
fundado o primeiro estabelecimento industrial da cidade, uma fábrica de barcos,
resultando nos primeiros desmatamentos da região para obtenção de madeiras
apropriadas para essa atividade (THAME, 1998).
Contudo, as bases econômicas de Piracicaba sempre foram mais relacionadas
com atividades agrícolas, particularmente da cultura canavieira. Essa atividade assumiu
gradativamente grande relevância econômica no Brasil colonial. Com isso, agravaram-
se as pressões sobre as áreas naturais com as modificações do uso de solo
(MARTINS, 1998). Ao final do século XIX, ganhou importância outra atividade agrícola,
a cafeeira, concomitante à expansão da malha ferroviária (SIGRIST, 2006). Das
formações vegetacionais originais da região de Piracicaba, como a Floresta Estacional
e o Cerrado, restam poucos remanescentes, porém degradados e isolados
(RODRIGUES, 1999). Ainda assim, essas áreas são consideradas fundamentais para a
16
conservação da flora e fauna por serem refúgios para a vida selvagem (COSTA NETO
et al., 1997; MYERS et al., 2000).
Com a crise do café de “1929”, iniciou-se o processo de industrialização e o
desenvolvimento dos centros urbanos paulistas, agravando a pressão sobre as áreas
naturais. Particularmente, quanto à região de Piracicaba, tem-se a extinção de muitas
espécies de peixes do Rio Piracicaba nos anos 1920-1930 (MARTINS, 1998a). No
interior do estado, a industrialização foi novamente acelerada nas décadas de 40 e 50,
culminando em um sólido parque industrial. Já na década de 70, a paisagem natural na
região de Piracicaba estava totalmente modificada (MARTINS, 1998b).
Além da poluição ambiental, esse desenvolvimento industrial acarretou desvios
dos cursos d’água para o abastecimento das cidades e dos parques industriais. O
represamento do Rio Atibaia, com a Barragem de Salto Grande e do Sistema
Cantareira, resultou grande impacto na Bacia do Rio Piracicaba (THAME, 1998). O
Sistema Cantareira passou a retirar dessa bacia o dobro da quantidade de água
necessária para o consumo dos habitantes da região de Campinas-Piracicaba. Em
decorrência, observou-se a redução significativa da vazão dos rios, principalmente
durante a estação seca, que agrava a poluição das águas pela concentração de
poluentes (ASSIS, 1998).
Manifestações públicas e políticas a respeito da situação ambiental em
Piracicaba surgiram nos anos 80 por causa da erradicação das áreas naturais e da
poluição dos rios (AGB, 1991). Os principais poluentes dos cursos d’agua na região
eram os esgotos não tratados oriundos das residências e indústrias, como o restilo ou
vinhaça da cana-de-açúcar (RODRIGUES, 1998). Logo, as articulações em defesa do
17
ambiente resultaram mecanismos legais e institucionais de proteção e recuperação dos
recursos hídricos da região. Dada a importância das questões ambientais para a
continuidade do desenvolvimento, em 1973, foi criada a Companhia de Tecnologia de
Saneamento Ambiental – CETESB, encarregada da organização política e
administrativa dos projetos nas áreas de saneamento básico e ambiente (HORNINK;
FISCHER, 1998). Em 1987, foi criado o Conselho Estadual de Recursos Hídricos e, no
mesmo ano, a Bacia do Rio Piracicaba foi considerada como área crítica na gestão dos
recursos naturais (SÃO PAULO, 1990). Assim, em 1989 foi criado o consórcio
Intermunicipal das Bacias dos Rios Piracicaba e Capivari. Essa evolução jurídica
culminou com a criação da Lei Estadual dos Recursos Hídricos em 1991. Essa lei
preconizou a criação de Comitês de Bacias para gerir os recursos hídricos do Estado.
Em 1993, o primeiro a ser instalado foi o Comitê das Bacias Hidrográficas dos Rios
Piracicaba, Capivari e Jundiaí - CBH-PCJ (ASSIS, 1998; MARTINS, 1998b;
RODRIGUES, 1998).
2.2 Comitê de Bacias Hidrográficas dos Rios Piracicaba, Capivari e Jundiaí
(CBH-PCJ)
O CBH-PCJ foi o resultado de diversas articulações entre as classes política e
civil dos municípios localizados nas regiões de abrangência dessas bacias
(THAME, 1998). A implementação do comitê foi importante para a credibilidade dos
movimentos ambientalistas envolvidos na recuperação dos mananciais no Estado de
São Paulo. Esse comitê atua no planejamento e gestão dos recursos hídricos para
atender a demanda crescente da região (HORNINK; FISCHER, 1998). O uso da água
18
da bacia destina-se principalmente para atividades industriais (50%), urbanas (37%) e
agropecuárias (13%). Do total de água retirado, cerca de 58% retorna para a bacia
(SECRETARIA DE MEIO AMBIENTE, 1994). Além disso, devido à localização da Bacia
do Rio Piracicaba numa região de grande crescimento econômico, o CBH-PCJ
preocupa-se grandemente com a manutenção da qualidade das águas dos mananciais,
uma vez que há poucas informações quanto à quantidade e ao tipo de resíduos
despejados sem tratamento nos cursos d’água (HORNINK; FISCHER, 1998). Ao final
da década de 1990, apenas 4% do esgoto lançado nas águas eram tratados
(ASSIS, 1998).
Os problemas ambientais da Bacia do Rio Piracicaba não se resumem à poluição
das águas. O percentual de uso do solo na região é aproximadamente 70% da área
total disponível na bacia (Figura 1), sendo que 68% correspondem à agricultura e
pastagens e 2% a ocupação urbana (SMA, 1994). Dessa maneira, os mananciais
possuem menos de 30% da cobertura vegetal original (HORNINK; FISCHER, 1998). As
áreas de entorno desses mananciais, ou seja, as matas ciliares ou vegetação ribeirinha
encontram-se bastante impactadas. A manutenção dessa faixa de vegetação, que
acompanha as margens dos cursos d’água (RODRIGUES, 1999), é necessária devido a
sua capacidade de proteger os rios e nascentes, manter a qualidade da água e servir
de refúgio à vida selvagem. As florestas ripárias estão protegidas legalmente a partir do
Código Florestal Brasileiro (MACEDO, 1993).
19
Figura 1 - Situação ambiental da Bacia do Rio Piracicaba sob jurisdição do Município de Piracicaba.
Fonte: Barreto et al. (2006)
No Estado de São Paulo, o controle da condição ambiental dessa bacia
hidrográfica é realizado pela CETESB por meio da Rede Básica de Monitoramento da
Qualidade das Águas Interiores do Estado de São Paulo (CETESB, 1996). Ainda assim,
a monitoração ambiental é deficiente ou pouco empregada no Brasil, refletindo em
escasso conhecimento da condição ambiental em áreas naturais ou modificadas,
principalmente com relação aos impactos na distribuição de elementos químicos
(FRANÇA, 2006; ARAÚJO, 2009). Um esforço para preencher essa lacuna sobre os
efeitos da poluição nos ecossistemas da Bacia do Rio Piracicaba foi a proposta do
Projeto Interface SSV “Inovação na biomonitoração de ecossistemas úmidos na Bacia
20
do Rio Piracicaba: Interface Sedimento/Solo-Vegetação (SSV)” aprovado no âmbito do
MCT/CNPq/CTHidro nº 44/2006 – Zonas Úmidas Brasileiras.
2.3 Projeto Interface SSV
O Projeto Interface SSV constituiu-se em um projeto multidisciplinar para a
caracterização química elementar dos ecossistemas úmidos da Bacia do Rio Piracicaba
(Figura 2). A estruturação desse projeto incentivou a discussão sobre a conservação
das áreas ribeirinhas da região de Piracicaba, focando-se na questão da qualidade
ambiental de ecossistemas úmidos. Além do enfoque da distribuição de elementos
químicos, foi possível evidenciar a importância da vegetação ripária para a proteção
dos recursos hídricos, principalmente nas regiões modificadas.
Além da contínua supressão de áreas naturais, a contaminação ambiental
provocada pela liberação contínua de diferentes tipos de substâncias promove
modificações na composição química elementar de todos os compartimentos ecológicos
e, consequentemente, afeta a ciclagem natural de elementos químicos no ambiente
(KIENZL et al., 2003; BECKER, 2003). A contaminação dos compartimentos ecológicos
é a segunda maior causa da redução da biodiversidade no mundo (WILSON, 2008).
Devido aos ciclos sazonais de seca e chuva, a composição química dos solos é
modificada pela composição química da água (BRUMBAUGH et al., 2005). Certamente,
esse processo é benéfico ao ecossistema ripário, uma vez que esse fenômeno pode
fertilizar o solo e beneficiar a comunidade vegetal. Porém, assim como os nutrientes, o
solo também pode ser enriquecido em poluentes. Portanto, uma vez despejados
21
diretamente nos cursos d’água, os poluentes podem alcançar o solo e serem
absorvidos e acumulados pela comunidade vegetal e, consequentemente, por outros
integrantes da biota (CHEN, 1997).
Por possuir estreita relação com o compartimento hidrológico e, ao mesmo
tempo, com o compartimento terrestre, a vegetação ripária é bastante exposta aos
efeitos das atividades antrópicas, já que pode sofrer influência direta e simultânea da
poluição da água, do solo e da atmosfera (CHEN, 1997). Pouco se conhece acerca dos
níveis de toxicidade in loco dos compostos ou elementos químicos sobre a biota
terrestre. Dadas as diferentes características fisico-químicas, esses poluentes podem
permanecer por anos no ambiente, sendo ciclados continuamente na teia trófica do
ecossistema (FREITAS et al., 2008).
A atmosfera também é uma fonte considerável de contaminantes, pois, uma vez
despejados diretamente nesse compartimento ecológico, alcançam o ambiente florestal
por meio de deposição úmida ou seca (NRC, 1981). Assim, os contaminantes também
são disponibilizados para a biota, acumulando-se nos compartimentos ecológicos. Por
meio dessas relações, os poluentes, tanto orgânicos quanto inorgânicos, tendem a
acumular nos tecidos dos animais, vegetais e microorganimos do ecossistema.
22
Figura 2 - Esquema geral do Projeto SSV, resultados esperados e público alvo na interface
SSV (sedimento – solo – vegetação)
2.4 Elementos químicos
A comunidade científica reconhece a existência de 88 elementos químicos na
natureza. A composição química da crosta terrestre e outros compartimentos abióticos
difere consideravelmente dos compartimentos bióticos do ambiente. Além disso, existe
grande heterogeneidade química dos compartimentos bióticos e abióticos entre as
diferentes regiões do planeta (PAIS, 1994).
23
Em função da fração de massa encontrada nos organismos, os elementos
químicos são classificados como micro ou macronutrientes (PAIS, 1994). Apesar da
variação das frações de massa, micro e macronutrientes são equivalentes quanto a
importância biológica, ou seja, são essenciais para o funcionamento do organismo.
Segundo Schüürmann e Markert (1998) os macronutrientes são C, Ca, H, K, Mg, N, O,
P e S cuja principal função é estrutural, e os micronutrientes B, Cl, Co, Cr, Cu, F, Fe, I,
Mn, Mo, Na, Ni, Se, Si, Sn, V e Zn, estão principalmente envolvidos com a eletrólise e
atividade enzimática. Entretanto, a essencialidade de outros elementos químicos
específicos é bastante discutida, pois a essencialidade de determinado elemento varia
em função do organismo devido a diferentes padrões genéticos e fisiológicos
(MARKERT et al., 2000). As características gerais determinantes da essencialidade de
um elemento químico foram relacionadas por Pais (1994):
1. Na ausência do elemento químico essencial, o organismo não completa
seu ciclo de vida
2. Como participa do metabolismo, o elemento químico possui influência
direta sobre o organismo
3. O elemento químico não pode ser substituído para que a mesma função
seja desempenhada no metabolismo do organismo
Alguns elementos químicos são considerados essenciais para todos os seres
vivos, enquanto outros são essenciais para grupos específicos como B e Mn para
plantas (PAIS, 1991) e F, I, Ni, Se, Sn e V para os animais (SCHÜÜRMANN;
MARKERT, 1998). Considerando que a utilização de alguns dos elementos químicos foi
selecionada concomitantemente à evolução dos seres vivos, foi desenvolvido o Sistema
24
Biológico dos Elementos (Figura 3) Este sistema é baseado nas relações entre os
diferentes elementos químicos e os seres vivos (FRÄNZLE; MARKERT, 2000).
Figura 3 - Sistema Biológico dos Elementos Químicos. Adaptado de Fränzle e Markert (2000).
O termo toxicidade é empregado para descrever os efeitos negativos que os
elementos químicos podem exercer sobre os seres vivos. Existem elementos químicos
que, aparentemente, não possuem relevância biológica como Ba, Sb e lantanídeos e
outros que podem ser tóxicos aos seres vivos, mesmo em baixas frações de massa no
ambiente, como é o caso de As, Cd, Hg e Pb (SCHÜÜRMANN; MARKERT, 1998).
Assim como a essencialidade, a toxicidade é um fenômeno complexo e envolve
diversos fatores genéticos e ambientais. Contudo, a toxicidade parece ser um fato mais
25
relacionado com a fração de massa do elemento ou composto químico do que a sua
simples presença ou ausência no ambiente, ou seja, a toxicidade é um fenômeno
quantitativo e não qualiativo (HOPKINS et al., 2004). Algumas características que
influenciam a toxicidade dos elementos químicos aos organismos vivos são descritas
por Pais (1994):
1. Meio de absorção. A absorção dos elementos químicos pelos seres vivos
pode ocorrer ou ser estimulada por meio dos compostos presentes no ambiente.
Logo, a toxicidade do composto aumenta com a solubilidade em água e com a
conseqüente biodisponibilidade para os seres vivos.
2. Estado de oxidação do elemento químico. O elemento químico pode se
tornar tóxico para o ser vivo dependendo de seu estado de oxidação. Por
exemplo, As (V) é tóxico para os seres vivos, enquanto o As (III) não representa
perigo à vida.
3. Interações entre elementos químicos. A interação entre os elementos
químicos pode ser definida como sinergérgica, em que a absorção de um
elemento químico é facilitada pela presença de outro, ou antagônica, cuja
absorção é impedida devido a presença de outro. Por exemplo, tem-se a relação
antagônica entre Hg e Se, em que altas concentrações de Se impedem a
absorção de Hg (THANGAVEL et al., 1999).
4. Modo de absorção do elemento químico. As diferentes vias de absorção
de elementos químicos como digestiva, respiratória e cutânea podem influenciar
a toxicidade.
26
5. Duração da exposição ao elemento químico. Segundo
Markert et al. (2000), a intoxicação de um organismo vivo pode ser classificada
como aguda, em que o organismo tem contato com grande quantidade do
elemento ou composto químico por um curto período de tempo, ou crônica, em
que o organismo tem contato com pequena quantidade do elemento ou
composto químico por um longo período de tempo. Ambos os tipos de
intoxicação podem levar o organismo à morte.
6. Mecanismo de defesa dos organismos vivos. Algumas proteínas como as
metalotioninas nos animais (KÄGI; SCHAFFER, 1988) e as fitoquelatinas nos
vegetais (INOUHE, 2005) são responsáveis pela desintoxicação dos organismos.
Entretanto, a capacidade de desintoxicação dos seres vivos é bastante variavel.
A crosta terrestre é heterogênea quanto à composição química e às condições
ambientais, alterando a biodisponibilidade de determinado elemento químico. Portanto,
diferentes regiões geográficas são caracterizadas por diferentes frações de massa
disponíveis de diferentes elementos químicos (WEEKS, 1998). Tais variações, mais
diferenças quanto comportamento físico-químico no ambiente, essencialidade e
toxicidade, tornam o estudo envolvendo elementos químicos complexo. A dificuldade
pode, ainda, aumentar quando fatores antrópicos interferem na composição química do
ambiente, despejando grandes quantidades de substâncias, que contaminam todos os
compartimentos ecológicos de um ecossistema (FONSECA et al., 2009).
Elementos considerados tóxicos à biota (Cr, Hg e Pb) encontram-se
biodisponíveis atualmente graças às emissões antrópicas. Sabe-se que as áreas
27
naturais, com raras exceções, costumavam ser pouco enriquecida com esses
elementos químicos. Ao longo do tempo, devido ao processo de evolução biológica, os
seres vivos adaptaram-se às condições ambientais, mesmo em áreas enriquecidas com
esses elementos (MAAVARA et al., 1994).
Dadas as emissões antrópicas atuais, novas adaptações são necessárias para a
sobrevivência dos seres vivos. Contudo, o volume disponibilizado de elementos
químicos em diferentes formulações moleculares resulta em efeitos negativos aos seres
vivos, especificamente sobre fisiologia e reprodução (MARKERT et al., 2000). Por
exemplo, espécies de aves têm a reprodução e o metabolismo afetados pela presença
de Se em frações de massa maiores que 25 mg/kg no ambiente (FAIRBROTHER et al.,
1999). Por outro lado, a serpente Lamprophis fuliginosus não sofreu alterações no
metabolismo quando frações de massa de Se similares foram disponibilizadas
(HOPKINS, 2004). Portanto, em algumas situações, um contaminante representa perigo
para uma população, mas pode não ser suficientemente tóxico para outras espécies da
comunidade do ecossistema.
Geralmente, as condições ambientais se modificam ao longo do tempo com a
exposição, normalmente prolongada, ao contaminante (WEEK, 1997). Além disso, os
organismos podem ser prejudicados com os efeitos secundários decorrentes das
interações entre os elementos químicos presentes no ambiente (PAIS, 1994). Tal
fenômeno potencializa os efeitos danosos e, em uma maior escala ecológica,
compromete as interações tróficas do ecossistema e a sobrevivência das espécies.
Desse modo, o despejo de toneladas de compostos químicos tem ameaçado a biota
28
terrestre (PAIS, 1994), sendo necessários estudos para a avaliação da qualidade
ambiental (SMODIS; PARR, 1999).
2.5 Biomonitoração
Uma das maneiras mais econômicas e efetivas de monitoração da qualidade
ambiental é o emprego e acompanhamento ao longo do tempo de organismos com
características específicas, que reagem às condições de estresse ambiental (MARKET
et al., 2008). Essa linha de pesquisa é denominada biomonitoração, na qual organismos
biomonitores são utilizados para caracterizar quimicamente o ambiente.
Algumas características necessárias a um organismo biomonitor são relacionadas
por Wolterbeek (2001):
1. Ser capaz de sobreviver ao estresse a ser monitorado
2. Capacidade de resposta temporal ao estresse ambiental
3. Capacidade de acumulação de elementos químicos presentes no ambiente
O acúmulo de elementos químicos, inclusive os tóxicos, pelos seres vivos deve-
se às características de adaptabilidade às variações químicas ambientais (KOYAMA et
al., 1987; AIDID, 1988; KABATA-PENDIAS, 2001). O processo de acumulação de
elementos químicos pelos seres vivos é variável tanto inter- quanto intra-espécies
(MILLER, 1984). Esse processo de acumulação foi desenvolvido ao longo da história
natural evolutiva para o atendimento pleno de necessidades estruturais e fisiológicas
das diferentes espécies e, por isso, as frações de massa de alguns elementos químicos
29
nos tecidos dos organismos são, geralmente, superioras àquelas do ambiente
(SCHÜÜRMANN; MARKERT, 1998). Logo, mudanças na composição química do
ambiente irão refletir, provavelmente, em mudanças na composição química dos seres
vivos (MARKET et al., 2000).
A absorção de alguns elementos químicos pelos seres vivos interfere,
principalmente, nos processos fisiológicos (MAAVARA et al., 1994). De maneira geral,
para Aidid (1988) e Markert et al. (2000), os elementos químicos As, Ba, Br, Cd, Co, Cl,
Cr, Hg, Mn, Sb, Th e Zn são importantes para a avaliação da qualidade ambiental, já
que podem causar danos à saúde de microrganismos, espécies vegetais e animais
como o ser humano (KIENZL et al., 2003). Os elementos químicos Cd e Hg podem inibir
a atividade enzimática em invertebrados (MAAVARA et al., 1994). Mesmo elementos
nutrientes podem causar impactos se estiverem presentes em elevadas frações de
massa no ambiente (PAIS, 1994; MARKET et al., 2000). Altas frações de massa de Se
prejudicam o metabolismo de peixes e aves (LEMLY, 1996; OHLENDORF, 2003).
Existe grande discussão sobre os níveis de presença ambientalmente seguros dos
elementos químicos, já que a faixa entre a essencialidade e a toxicidade é bastante
estreita para elementos químicos como selênio (EDWARDS, 1992; THANGAVEL et al.,
1999). Cabe ressaltar a relevância do conhecimento dos valores de background de
elementos químicos para estudos de biomonitoração (FRANÇA, 2006).
Segundo Kienzl et al. (2003), os estudos da qualidade ambiental devem ser
iniciados a partir da avaliação química dos compartimentos ambientais. Alguns
elementos químicos são poluentes persistentes e capazes de se distribuirem facilmente
30
pelos compartimentos ecológicos, acumulando nos níveis superiores da estrutura trófica
por meio dos processos de ciclagem.
Os contaminantes ambientais modificam todos os níveis de organização
ecológica, desde moléculas até ecossistemas (WEEKS, 1998). Entretanto, a maior
parte dos estudos ecotoxicológicos é focada no entendimento dos efeitos sobre
espécies individuais ou moléculas. Contudo, segundo Weeks (1998), uma melhor
compreensão desses efeitos é obtida quando se analisa toxicologicamente toda a
comunidade ecológica, ou seja, abrangendo populações de diferentes taxa do
ecossistema. Essa análise abrangente fornece resultados bastante variáveis graças aos
diferentes padrões de acumulação das diferentes espécies, porém, obtém-se maior
relevância ecológica na elaboração de resultados finais (WEEKS, 1998; FRANÇA et al.,
2009). Ainda, é relevante destacar a importância do uso de espécies locais e nativas
para os estudos de biomonitoração. A modalidade passiva é normalmente o primeiro
passo para a avaliação da qualidade ambiental.
2.6 Biomonitoração com invertebrados
Como é recomendada grande relevância ecológica para os biomonitores
(SHEEHAN, 1984), os invertebrados podem ser extremamente úteis para avaliação da
qualidade ambiental, por exercerem funções essenciais nos ecossistemas (WEEKS,
1998). Ainda assim, os invertebrados terrestres, em especial os insetos, têm sido
negligenciados em biomonitoração (MAAVARA et al., 1994).
31
Igualmente a outros grupos taxonômicos, a composição química elementar dos
invertebrados reflete a composição química do ambiente (GONGALSKI, 2006), pois
esses animais acumulam elementos químicos conforme sua disponibilidade via
alimentação ou contato direto (SCHOFIELD et al., 2002; NUORTEVA et al., 1992).
Alguns programas de biomonitoração empregaram os insetos sociais, como as
formigas, para o estudo da qualidade ambiental em áreas degradadas com poluentes
inorgânicos (NUORTUEVA, 1992) e orgânicos (DEBOUGUE; THOME, 1988; 1989). As
populações de formigas possuem elevada biomassa (HÖLLDOBLER; WILSON, 1990),
tendo importância na regulação de certos processos ecológicos e das características
químicas e físicas do solo (MAAVARA et al., 1994), além de serem importantes na
dinâmica de poluentes em ecossistemas terrestres (RABITSCH, 1995).
Populações da espécie Formica pratensis foram estudadas quanto ao potencial
de biomonitoração em diferentes locais com distintos históricos de contaminação na
Áustria. Foram detectados diferentes padrões de acumulação de Cd, Pb e Zn nos
tecidos desses invertebrados. Esses resultados foram correlacionados com a
disponibilidade desses elementos químicos no solo que, por sua vez, variou em função
da forma e do tempo de contaminação (RABITSCH, 1997).
Na Finlândia, a abundância relativa de duas espécies do gênero Formica foi
afetada pela proximidade a fontes poluidoras. As frações de massa de Al, As, Cd, Cu,
Hg, Ni, Pb e Zn nos tecidos de Formica aquilonia foram maiores em locais com histórico
de contaminação (EEVA et al., 2004). Na Áustria, a avaliação da composição química
elementar de 13 espécies de formigas revelou que as frações de massa de Cd, Pb e Zn
diminuíram com o aumento da distância da fonte poluidora. Ainda, grande variabilidade
32
na composição química dessas espécies foi encontrada devido a diferenças no
processo de acumulação (RABITSCH, 1995).
No Brasil, variabilidade apreciável da composição química elementar (Al, Ca, Cd,
Cr, Cu, Fe, Mg, Mn e Ni) foi encontrada em indivíduos da espécie Componotus rufipes
(Formicidae), coletados em diferentes locais do Estado de São Paulo. A análise dos
padrões de acumulação discriminou as fontes de poluição nesses locais (RABITSCH,
1997; SILVA et al., 2006).
Outros grupos de invertebrados também foram empregados para a
biomonitoração. Espécies das ordens Coleoptera e Orthoptera acumularam Ba, Br, Cr,
Mo, U e Zn em áreas afetadas por atividades mineradoras, demonstrando, assim, sua
aplicabilidade como biomonitores em locais sujeitos a tais atividades (GONGALSKI,
2006). Quatro espécies de ortópteros também foram utilizadas com sucesso na
biomonitoração de uma área natural afetada por emissões industriais na Grécia. Esses
organismos acumularam os elementos Cd, Hg e Pb com variações intra- e
interespecíficas (DEVKOTA; SCHMIDT, 2000). Espécies de Chrysolina (Coleoptera)
foram analisadas para determinação de Cd e Ni, elementos químicos de alta relevância
ambiental, e K e Ca, considerados nutrientes (BUDAK et al., 2006).
Em estudos ambientais, é fundamental a utilização de protocolos de amostragem
e métodos analíticos adequados para a natureza da amostra e objetivo da análise
(MARKET et al., 1995). Contudo, há poucos estudos quanto à representatividade de
amostras de invertebrados e à quantidade mínima de amostra necessária para a
análise química, demonstrando-se a relevância do presente estudo para a
aplicabilidade desses organismos em estudos de avaliação da qualidade ambiental.
33
2.7 Biomonitoração com aves
As aves têm sido empregadas como monitores da qualidade ambiental
aproveitando-se da alta diversidade, diferentes características comportamentais, alta
mobilidade de algumas espécies e ocupação de inúmeros nichos ecológicos. Ainda, as
aves representam o grupo taxonômico mais bem conhecido pela ciência entre os
vertebrados terrestres (BECKER, 2003; TSIPOURA et al., 2008).
A percepção de que as aves poderiam desempenhar um papel relevante na
avaliação da qualidade ambiental não é recente (CARLSON, 1962). A partir da entrada
de elementos químicos no ecossistema e sua incorporação na cadeia trófica (DIVAN
JUNIOR et al., 2009), as aves os acumulam por meio do processo de biomagnificação,
permitindo a avaliação da presença e distribuição desses no ecossistema. Ainda, o uso
de aves pode até mesmo prever futuras mudanças no ambiente (MORENO, 2003)
devido à vulnerabilidade desses animais à contaminação, principalmente as espécies
predadoras de topo. As aves têm sido empregadas extensivamente em estudos de
qualidade de ambientes marinhos (DesGRANGES et al., 1998) e em menor escala de
ambientes terrestres (NEWTON et al., 1993; PALMA et al., 2005).
A utilização de aves para estudos de avaliação da qualidade ambiental é
recomendável por causa do apelo de sustentabilidade, já que é possível obter amostras
a partir de cascas de ovos, penas e conteúdo estomacal, preservando a vida do animal
(BECKER, 2003). Dessa maneira, um dos objetivos desse trabalho foi confirmar a
aplicabilidade de aves, tendo penas como amostras, em estudos de biomonitoração de
ambientes tropicais.
34
2.8 O método analítico INAA
A determinação mulielementar realizada pela análise por ativação neutrônica
baseia-se em reações físicas quando núcleos de elementos químicos são
bombardeados por um fluxo de nêutrons ocasionando uma reação nuclear (OKUNO,
1982). Dessa maneira, são produzidos radionuclídeos de acordo com a Equação (1):
58
Fe +
1
n Fe + β + γ
(1)
Após esta reação, os núcleos tornam-se instáveis e tendem a retornar ao seu
estado fundamental, liberando energia em forma de raios gama e/ou beta em um
processo chamado decaimento radioativo. Esse processo é diferente para cada
radionuclídeo, refletindo em variações nos tempos de decaimento radioativo. Também
difere a energia gama emitida pelos diferentes nuclídeos instáveis e a detecção dessas
diferentes energias permite identificação e quantificação dos elementos químicos
presentes em uma amostra (ALFASSI, 1994; EHMANN; VANCE, 1991).
Particularmente, o método paramétrico k
0
-INAA é bastante utilizado pelo grupo
de pesquisa do Laboratório de Radioisótopos, no Centro de Energia Nuclear na
Agricultura, CENA/USP, para caracterizar amostras de matrizes biológicas e
geológicas. O sistema de espectrometria gama de alta resolução pode ser visualizado
na Figura 4. O método k
0
-INAA é bastante viável para a aplicação em estudos
ambientais. Entretanto, apesar das facilidades oferecidas, nenhum trabalho de
biomonitoração com aves foi realizado com o auxílio do método k
0
-INAA no Brasil. Em
35
trabalhos dessa natureza, a composição química de tecidos de aves é, geralmente,
determinada por meio de métodos analíticos espectrométricos (METCHEVA et al.,
2006; ACKERMAN et al., 2007; TSIPOURA et al., 2008).
Figura 4 - Sistema de espectrometria gama de alta resolução do Laboratório de Radioisótopos
do Centro de Energia Nuclear na Agricultura
Devido à contínua necessidade por melhores métodos analíticos para estudos
ambientais e a urgência em se avaliar os ecossistemas brasileiros, este trabalho
empregou, o método k
0
-INAA para caracterizar quimicamente amostras de penas de
aves de áreas muito impactadas no Brasil.
36
3 REPRESENTATIVIDADE DE AMOSTRAS DE INVERTEBRADOS PARA EMPREGO
EM ESTUDOS DE AVALIAÇÃO DA QUALIDADE AMBIENTAL
3.1 Considerações iniciais
Em estudos de diagnóstico da qualidade ambiental, é fundamental a completa
caracterização química dos compartimentos ecológicos abióticos e bióticos, para
possibilitar a avaliação das relações dos elementos químicos nos diferentes
compartimentos (KIENLZ et al., 2003). Com este foco, o projeto temático “Inovação na
biomonitoração de ecossistemas úmidos na Bacia do Rio Piracicaba Interface
Sedimento/Solo-Vegetação-Fauna SSVF” caracterizou a distribuição de elementos
químicos em diversos compartimentos ecológicos dos ecossistemas ribeirinhos, entre
eles os invertebrados terrestres (FRANÇA et al., 2010; FONSECA et al., 2009).
Devido às dificuldades de amostragem, manipulação (AQUINO et al., 2006) e
caracterização química (FONSECA et al., 2009), os invertebrados terrestres não são,
geralmente, considerados em estudos dessa categoria. A enorme relevância ecológica
desse grupo taxonômico deve-se a alta biodiversidade, abundância e ocupação de
diversos nichos ecológicos. Embora sua utilização em estudos de biomonitoração seja
ainda incipiente no Brasil (POZZEBOM et al., 2007), esses invertebrados podem ser
empregados como biomonitores para estudos da qualidade ambiental por acumularem
elementos químicos disponíveis no ambiente, além de possibilitarem o conhecimento
do caminhamento e distribuição de elementos químicos de interesse no ecossistema
(GONGALSKI, 2006).
37
Ao envolver a determinação de composição química elementar, os estudos
ambientais devem levar em conta a heterogeneidade da distribuição de elementos
químicos nas diversas matrizes a serem analisadas, assim como utilizar protocolos de
amostragem e métodos analíticos adequados para minimização das fontes de erros e
das incertezas analíticas e obtenção de resultados confiáveis e comparáveis
(MARKERT, 1995). Ainda assim, durante a análise dos resultados é importante
considerar a possibilidade de erros nos procedimentos de amostragem e análise. Essa
atenção facilita a redução de erros associados à heterogeneidade e às campanhas de
amostragem mal-conduzidas (formação de “viés”) que podem terminar em porções não
representativas das amostras a serem analisadas (PETERSEN et al., 2005),
prejudicando a confiabilidade dos resultados analíticos obtidos.
A representatividade da amostra é diretamente proporcional à quantidade de
amostra obtida (PETERSEN et al., 2005). Contudo, o avanço tecnológico dos
instrumentos analíticos, em que porções extremamente pequenas (miligramas ou sub-
miligramas) são passíveis de análise, e apelos por sustentabilidade em estudos
ambientais, principalmente em unidades de conservação (ELIAS, 2008), favorecem a
redução substancial da quantidade tanto do material coletado no campo quanto daquele
analisado no laboratório.
Para estudar a composição química elementar de amostras de folhas das
espécies mais abundantes em uma área de Mata Atlântica do Parque Estadual Carlos
Botelho, França (2006) delineou testes para avaliar a representatividade das amostras
analisadas pela ativação neutrônica instrumental - INAA. Os resultados obtidos foram
satisfatórios quanto à massa analisada para grande parte dos elementos químicos,
apesar da heterogeneidade encontrada para Se e Zn. De modo geral, a INAA pode ser
38
considerada adequada para estudos ambientais que envolvem pequenas amostras de
matrizes com alta complexidade química como liquens (SAIKI et al., 1997; FREITAS et
al., 2008; FUGA et al., 2008), plantas vasculares (FRANÇA et al., 2004; FRANÇA et al.,
2005; FRANÇA et al., 2008; ARAÚJO et al., 2008; ELIAS et al., 2008), cascas de
árvores (FREITAS et al, 2006) e invertebrados terrestres (GONGALSKI, 2006;
FONSECA et al., 2009). A INAA permite realizar concomitantemente estudos de uma
gama interessante de elementos químicos como alguns nutrientes, elementos químicos
tóxicos e de interesse ambiental e elementos traços.
Em termos de análises químicas de invertebrados, a representatividade da
amostra é complicada devido às dificuldades de obtenção de grande quantidade de
material. Além disso, por se tratar de ambientes extremamente modificados como é o
caso dos ecossistemas úmidos da Bacia do Rio Piracicaba, os organismos utilizados
para a biomonitoração e avaliação da qualidade ambiental estão expostos às mais
diversificadas fontes poluentes, incrementando assim a composição química elementar
(FONSECA et al, 2009). Assim, neste trabalho foram delineados dois estudos visando
avaliar:
1. Variabilidade da composição química das amostras
2. Tamanho adequado de amostras para o emprego de invertebrados
terrestres para a avaliação de qualidade ambiental.
39
3.2 Material e métodos
3.2.1 Amostragem
Para caracterizar quimicamente os compartimentos ecológicos na Bacia do Rio
Piracicaba, foram selecionadas unidades amostrais distribuídas nos ecossistemas
úmidos nas margens do Rio Piracicaba, Ribeirão dos Marins e Ribeirão Piracicamirim,
Piracicaba, São Paulo, conforme mostra a Figura 5. Os invertebrados foram amostrados
por meio de armadilhas de queda modificadas (AQUINO et al., 2006), usando diferentes
tipos de iscas para atrair espécies de invertebrados de diferentes hábitos alimentares
(Figura 6). Solução de detergente Alconox 0.1% foi utilizada para conter os
invertebrados dentro das armadilhas. Indivíduos foram separados para identificação por
especialistas em nível de espécie, gênero ou ordem no Departamento de Entomologia,
Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz, Universidade de São Paulo.
40
Figura 5 - Pontos amostrais do Projeto Interface SSVF na Bacia do Rio Piracicaba, Município
de Piracicaba, Estado de São Paulo
Figura 6 - Detalhe da armadilha tipo “pitfall” utilizada para capturar os invertebrados terrestres
41
3.2.2 Preparação da amostras
Os invertebrados foram lavados em água corrente para facilitar a individualização
dos animais por espécie. Tal separação foi realizada com auxílio de lupa, dependendo
do tamanho dos indivíduos. Com relação ao tamanho das amostras, os indivíduos
foram analisados conjuntamente, formando uma amostra composta (Tabela 1). As
amostras foram liofilizadas por 48 horas e preparadas para a determinação da
composição química elementar por INAA.
Os estudos de avaliação da variabilidade das frações de massa dos elementos
químicos (1) e quanto ao tamanho de amostra recomendado (2), envolveram seis
espécies de invertebrados pertencentes à Classe Insecta e à Classe Malacostraca
(Subfilo Crustácea). De acordo com a quantidade de indivíduos amostrados, as
espécies Macrodactilus prumilia (Coleoptera) e Pachycondyla sp. (Hymenoptera) foram
analisadas em triplicata por INAA para o Estudo 1. A preparação da amostra envolveu a
homogeneização manual do material em almofariz de porcelana após liofilização.
Porções testes de aproximadamente 200 mg foram diretamente pesadas em cápsulas
de polietileno específicas para irradiação com nêutrons.
Para o Estudo 2, as espécies Armadillidium sp. (Classe Malacostraca),
Acromyrmex sp. (Hymenoptera), Componotus sp. (Hymenoptera) e Pheidole sp.
(Hymenoptera) foram utilizadas por terem sido amostradas em quantidades suficientes
na Bacia do Rio Piracicaba (Tabela 1). Das amostras obtidas dessas espécies, foram
retiradas 4 subamostras. Uma contendo a massa equivalente a 1 indivíduo , outra a 3
indivíduos e outra a 5 indivíduos. Para possibilitar a comparação entre os resultados
42
dos diferentes tamanhos de amostras, o restante do material coletado foi
homogeneizado para a obtenção da quarta subamostra (H) (Tabela 1). Certamente, um
indivíduo pode ser um tamanho de amostra muito pequeno (< 1 mg), principalmente
para formigas, sendo considerada a pior situação neste tipo de estudo da qualidade
ambiental. Entretanto, essa situação pode ser bastante comum nas campanhas de
amostragem como aconteceu nas áreas ribeirinhas de Piracicaba. Desse modo, a
condução deste estudo foi relevante para utilização de invertebrados na avaliação da
qualidade ambiental. Todas as amostras foram transferidas para cápsulas de polietileno
de elevada pureza e específicas para a irradiação com nêutrons.
Porções de até 1 g das amostras foram utilizadas para a determinação do teor de
água das amostras no momento da preparação das amostras. Tal procedimento
envolveu secagem das porções-teste em estufa à 85
o
C por quatro horas e, após cerca
de duas horas em dessecador para atingir o equilíbrio térmico, as amostras foram
pesadas novamente para a determinação da massa seca.
Tabela 1 - Detalhamento do estudo de avaliação do tamanho de amostras de invertebrados
analisados por INAA
Tamanho da amostra (mg)
Espécies Classe/Ordem
1-indivíduo 3-indivíduos 5-indivíduos
Massa da amostra
composta - H (mg)
Armadillidium sp.
Malacostraca 25,1 99,4 115,2 240
Acromyrmex sp. Hymenoptera 1,5 5,3 11,9 40,1
Componotus sp. Hymenoptera 4,5 5,6 11,2 39,0
Pheidole sp. Hymenoptera 1,0 3,1 5,7 24,2
43
3.2.3 INAA
Para a determinação de elementos químicos por meio da INAA, as amostras
foram submetidas a um fluxo de nêutrons térmicos de 10
13
cm
-2
s
-1
por 8 horas no reator
nuclear de pesquisas IEA-R1, do Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares,
Comissão Nacional de Energia Nuclear (IPEN/CNEM), SP. Junto com as amostras,
fragmentos de cerca de 10 mg de uma liga de Ni-Cr foram irradiados para a
monitoração do fluxo de nêutrons térmicos (FRANÇA et al., 2003). Para a avaliação da
qualidade do procedimento analítico, porções teste dos materiais de referência IAEA
336 “Trace elements in Lichen”, IAEA V-10 “Hay Powder” e INCT-MPH-2 “Mixed Polish
Herbs” foram também irradiadas. Após um período de decaimento para atingir níveis
seguros de radiação, o material foi transferido para o Laboratório de Radioisótopos –
CENA/USP para a medição da radioatividade induzida por espectrometria gama de alta
resolução, empregando-se dois detectores de germânio hiperpuro com 45% e 50% de
eficiências relativas no fotopico de 1332 keV do radionuclídeo
60
Co. Visando a
otimização dos resultados e redução de problemas de geometria das amostras nas
cápsulas dadas suas pequenas massas, um detector do tipo poço com 269 cm
3
de
volume ativo foi utilizado para melhorar a detecção e, consequentemente, a
quantificação dos elementos químicos. A quantificação dos elementos químicos e
cálculo das respectivas incertezas analíticas expandidas em nível de 95% de confiança
foram realizados a partir do método k
0
, empregando-se o programa de computador
Quantu (BACCHI; FERNANDES, 2003). Foram conduzidas correções para os
elementos químicos contidos nas cápsulas de polietileno (branco analítico) e para a
44
expressão dos resultados em massa seca. A Tabela 2 descreve os radionuclídeos e as
respectivas energias consideradas para os cálculos por k
0
-INAA.
Tabela 2 - Principais características nucleares de alguns dos nuclídeos
utilizados
Elemento Nuclídeo Meia-vida (dias) Linha gama (keV)
As
76
As
1,096 559,08
Ba
131
Ba 11,5 496,26*
Br
82
Br 1,4708 554,3; 619,1; 698,4; 776,5
Ca
47
Ca 4,536 1297,1*
Co
60
Co 1925,233 1173,2; 1332,5
Fe
59
Fe 44,496 1099,3; 1291,6*
K
42
K 0,515 1524,6
Na
24
Na 0,623 1368,6
Sc
46
Sc 83,82 889,25; 1120,5*
Zn
65
Zn 244,1 1115,5*
*mesmo com a ocorrência de interferências espectrais (BLAAUW, 1996),
correção não foi aplicada uma vez que os fotopicos “característicos” desses
radionuclídeos interferentes não foram detectados nas amostras e materiais de
referência
3.2.4 Análise estatística
Para a garantia da qualidade do procedimento analítico, foi utilizado cálculo do
número E
n
(“E
n
number”) de acordo com a ISO 13528 (ISO, 2005). Para o cômputo
desses valores, levou-se em consideração a diferença absoluta entre os valores obtidos
e os valores certificados dos materiais de referência e a combinação quadrática entre
as incertezas analíticas expandidas em nível de 95% de confiança dos resultados
obtidos e aqueles constantes do certificado de análise. Cálculos de índice-z (“z-score”)
foram também utilizados para a avaliação dos resultados da análise feita em triplicata
de amostras de invertebrados (Estudo 1). A medida de variação utilizada para esses
45
cálculos foi o desvio-padrão estimado entre os resultados obtidos. Para o Estudo 2
(tamanho de amostra), foram utilizadas estatísticas descritivas e análise de variância a
partir do procedimento GLM do programa SAS (SAS Institute, 1996).
3.3 Resultados e discussão
3.3.1 Qualidade do procedimento analítico
Com respeito à qualidade do procedimento analítico, a Figura 7 mostra os
valores médios do número E
n
obtidos para as porções-teste dos materiais de referência
utilizados. Considerando as incertezas analíticas expandidas em nível de 95% de
confiança, os valores na faixa de variação esperada de -1 a 1 confirmaram a qualidade
dos resultados obtidos (ISO 13528, 2005). Mesmo assim, pequena tendência de
valores positivos dos números E
n
para o material de referência INCT-MPH-2 foi
observada (Figura 7), provavelmente relacionada com a correção de umidade utilizada.
Os resultados de composição química elementar dos materiais de referência analisados
comprovaram a determinação de As, Ba, Br, Ca, Co, Fe, K, Sc e Zn nas amostras de
invertebrados.
46
Figura 7 - Gráfico de dispersão 3D dos resultados de número E
n
obtidos para os materiais de referência IAEA V-10 “Hay
Powder”, IAEA 336 “Trace Elements in Lichen” e
INCT-MPH-2 “Mixed Polish Herbs”
3.3.2 Variabilidade da composição química das amostras de invertebrados
Os resultados da estatística descritiva para a análise das amostras de
invertebrados em triplicatas indicaram, na média, pequena variação para os elementos
químicos determinados. Para a amostra de Macrodactilus prumilia, os coeficientes de
variação estiveram no intervalo entre 0,5% (Zn) a 17,8% (Co), enquanto que, para a
amostra de Pachycondyla sp., a faixa de variação esteve entre 0,9% (Na) a 9,7% (Co).
A maior variabilidade encontrada para Co é relativa às baixas frações de massa desse
elemento químico tipicamente encontradas nos invertebrados.
47
A Figura 8 ilustra a variabilidade das frações de massa de As, Br, Ca, Co, Fe, K,
Na, Sc e Zn pela representação de valores do índice z baseados na estimativa do
desvio padrão para cada variável (n = 3).
48
As
-2
-1
0
1
2
M2 P3 P1 M1 M3 P2
Subamostra
Índice
z
Br
-2
-1
0
1
2
P3 M3 M2 P1 P2 M1
Subamostra
Índice
z
Ca
-2
-1
0
1
2
P3 M1 M2 P1 P2 M3
Subamostra
Índice
z
Continua
Figura 8 - Valores de índice z para as frações de massa de elementos
químicos quantificadas por INAA em amostras de
invertebrados analisadas em triplicata. M1, M2, M3 =
Macrodactilus prumilia. P1, P2, P3 = Pachycondyla sp.
49
Co
-2
-1
0
1
2
M1 P1 P2 M2 M3 P3
Subamostra
Índice
z
Fe
-2
-1
0
1
2
M1 P1 P2 M2 M3 P3
Subamostra
Índice
z
K
-2
-1
0
1
2
M1 P2 P3 M3 M2 P1
Subamostra
Índice
z
Continuação
Figura 8 - Valores de índice z para as frações de massa de elementos
químicos quantificadas por INAA em amostras de
invertebrados analisadas em triplicata. M1, M2, M3 =
Macrodactilus prumilia. P1, P2, P3 = Pachycondyla sp.
50
Na
-2
-1
0
1
2
M3 P3 P1 M2 M1 P2
Subamostra
Índice
z
Sc
-2
-1
0
1
2
M1 P1 P2 M3 M2 P3
Subamostra
Índice
z
Zn
-2
-1
0
1
2
P1 M1 M2 P3 P2 M3
Subamostra
Índice
z
Conclusão
Figura 8 - Valores de índice z para as frações de massa de elementos
químicos quantificadas por INAA em amostras de
invertebrados analisadas em triplicata. M1, M2, M3 =
Macrodactilus prumilia. P1, P2, P3 = Pachycondyla sp.
51
As amostras de Macrodactilus prumilia (M1, M2 e M3) e Pachycondyla sp. (P1,
P2 e P3) mostraram resultados sob controle analítico de 95 % de confiança, uma vez
que os valores de índice z estiveram dentro do limite de -2 e 2. No entanto,
considerando um nível de confiança de 99% (-1 < z < 1), valendo-se de uma rigorosa
abordagem metrológica, as subamostras M3 e P3 tenderam a mostrar valores maiores
que 1 para Fe, Co, Sc (somente P3) e Zn (somente M3). Por outro lado, valores
negativos para esses elementos foram verificados nas amostras M1 e P1 (Figura 8).
Os resultados de índice z demonstraram leve variação sistemática da
composição química elementar intra-amostra. Esse fenômeno pode estar relacionado
com a influência do material de matriz geológica dada a coincidência de altos valores
de fração de massa de Fe e Sc (FRANÇA, 2006). Contudo, esta não foi a razão para a
distorção nos valores de Co e Zn. Essa contaminação é mais evidente pela análise das
correlações entre esses elementos químicos, em que a maior correlação foi encontrada
para Fe e Sc (0.99; p<0.05), enquanto, para os pares Co-Sc e Zn-Sc, os valores
estiveram abaixo de 0.60 em nível de 95% de confiança. Esses resultados diferem dos
encontrados por França (2006), que obteve grau reduzido de heterogeneidade
(coeficiente de variação) da distribuição de elementos químicos em amostras de plantas
vasculares.
A interferência de material geológico nos resultados de composição química
elementar de amostras biológicas é problema comum, inclusive em materiais de
referência, gerando heterogeneidade da distribuição de elementos químicos no material
biológico (BECKER, 2003). Para a solução, é recomendada a limpeza das amostras
com detergentes aniônicos e substâncias complexantes para a remoção de elementos
52
químicos interferentes aderidos a superfície dos invertebrados (MARKET, 1995).
Portanto, é necessário cuidado especial na preparação de amostras, envolvendo tanto
um protocolo adequado de coleta quanto utilização de salas apropriadas para o
manuseio do material coletado, de modo a evitar erros sistemáticos na avaliação da
qualidade ambiental (PETERSEN et al., 2005). Devido à falta de trabalhos envolvendo
a preparação de amostras de invertebrados para estudos ambientais, seria muito
importante estimar a composição química intrínseca dessa matriz quanto aos elementos
Fe, Sc e outros elementos químicos terrígenos como feito antes para algumas espécies
de plantas (FERNANDES, 1993; FERRARI et al., 2006; ELIAS et al., 2008).
A heterogeneidade na distribuição de elementos químicos encontrada no
presente trabalho pode também estar relacionada com problemas na etapa de
homogeneização das amostras. Quando se tratam de matrizes complexas, o efeito de
fracionamento pode ser agravante (LAKMAKER; BLAAUW, 1997), o que provavelmente
explicaria as diferenças encontradas para Co e Zn nos invertebrados. Nessas
situações, não é aconselhável a subamostragem consecutiva sem a devida
homogeneização (LAKMAKER; BLAAUW, 1997). A homogeneização evita o “viés”
analítico como reflexo das diferenças inerentes na composição química elementar de
diferentes estruturas do organismo. Por exemplo, França (2006) detectou extrema
variação nas frações de massa de K nas amostras da espécie de samambaia arbórea
Alsophila stranbergii devido à presença ou ausência da ráquis das folhas. Problema
semelhante pode ter ocorrido neste estudo, devido às dificuldades relacionadas com a
pequena quantidade de material, que não permitiu a utilização de moinho, não sendo
53
possível a perfeita homogeneização das amostras de invertebrados (LAKMAKER;
BLAAUW, 1997; PETERSEN et al., 2005).
3.3.3 Representatividade amostral
A Tabela 3 apresenta os valores das frações de massa dos elementos químicos
e as incertezas analíticas expandidas em 95% de nível de confiança para amostras de
1, 3, 5 indivíduos e a amostra homogeneizada (H) das espécies de invertebrados
Armadillium sp., Acromyrmex sp., Componotus sp. e Pheidole sp.
54
Tabela 3 - Frações de massa de elementos químicos (mg/kg) e incertezas analíticas expandidas em nível de 95% de confiança (I%) determinadas
nos diversos tamanhos de amostras testados de invertebrados terrestres. Tamanho de amostra em mg (H) relativo à preparação de
amostras por moagem e homogeneização prévias do material. ARM = Armadillidium sp., ACR = Acromyrmex sp., COM = Componotus
sp., PHE = Pheidole sp.
Ba Br Ca Co Fe K Na Sc Zn
Espécie
Número de
indivíduos
Tamanho
de amostra
mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I% mg/kg I%
1 25 453 9 12,7 6 142000 6 0,92 5 770 5 1930 23 5560 4 0,26 4 427 3
3 99 642 8 11,6 5 133000 6 0,98 4 900 5 3150 17 4630 3 0,28 4 541 3
5 115 644 9 12,7 5 120400 7 1,71 4 3520 4 4050 13 4180 4 1,19 4 471 3
ARM
240 (H) 666 6 12,4 10 156000 4 1,27 4 1250 3 3780 22 3360 11 0,40 4 391 5
1 1.5 <19 1,6 16 <750 0,03 21 228 10 870 25 512 6 0,05 9 67 5
3 5.3 <26 5,8 13 <2700 0,03 22 126 21 5750 19 1040 5 0,03 19 262 5
5 11.9 <13 4,5 9 <1000 0,10 20 228 8 4640 8 1610 5 0,05 6 250 3
ACR
40 (H) <8 5,0 10 2100 26 0,08 12 188 4 5310 14 1680 11 0,04 5 249 4
1 4.5 <45 2,4 23 <4400 0,14 10 415 10 8610 11 2520 7 0,05 13 1070 5
3 5.6 <41 <5 <1870 0,29 20 453 11 11330 16 3250 6 0,05 12 631 4
5 11 <31 4,5 13 3250 31 0,31 15 390 9 9930 15 4110 5 0,07 9 1130 4
COM
39 (H) <22 2,7 9 2920 15 0,37 7 430 4 8040 7 3010 5 0,08 5 908 2
1 1 <141 6,1 34 <17000 0,26 43 <540 8160 31 3220 21 0,12 26 356 22
3 3 <50 4,2 20 <2360 0,89 14 394 16 7250 14 3130 8 0,14 10 358 7
5 5.7 <30 6,3 15 <4840 0,83 10 395 10 10200 23 4920 6 0,11 7 360 5
PHE
24 (H) <19 4,2 8 2790 9 0,46 7 352 3 5620 9 3120 5 0,13 4 424 3
55
Os resultados desse experimento são mais facilmente visualizados na Figura 9,
na qual também se observa a diferença entre as espécies na acumulação de elementos
químicos. Essas diferenças nas composições químicas entre espécies de invertebrados
refletem diferenças genéticas e metabólicas necessárias para adaptação das diferentes
espécies aos diferentes habitats (BUDAK et al., 2006). Ainda, podem ocorrer grandes
diferenças na composição química entre indivíduos de uma mesma espécie
(MARKERT, 1998). Nesse caso, a alimentação parece ser o fator preponderante na
geração de variabilidade da composição química entre invertebrados
(BUDAK et al, 2006).
A espécie Armadillidium sp. apresentou as maiores frações de massa para os
elementos químicos Ba (máx: 666 mg/kg), Br (max.: 12,7 mg/kg), Ca (156 000 mg/kg),
Co (max.: 1,71 mg/kg), Fe (max.: 3520 mg/kg), Na (max.: 5 560 mg/kg) e
Sc (1,19 mg/kg), destacando-se como espécie acumuladora de elementos químicos
neste trabalho. Para as espécies de formigas, não foi possível determinar o elemento
Ba por causa dos altos limites de detecção para amostras de massa reduzida (menor
que 40 mg). Desse modo, esses limites de detecção variaram de 8 mg/kg a 141 mg/kg.
Acromyrmex sp. apresentou as menores frações de massa para todos os elementos
químicos (Tabela 9). A espécie Componotus sp. foi acumuladora de K (11 330 mg/kg) e
Zn (1 130 mg/kg). Segundo Schofield et al. (2002), elevadas frações de massa de Zn e
outros elementos metálicos são normalmente encontradas em espécies da família
Formicidae, pois conferem dureza às estruturas corporais dos insetos. Por outro lado,
os elementos químicos Ba, Br e Zn podem prejudicar o sistema imunológico e funções
fisiológicas dos invertebrados, principalmente de formigas (SORVARI et al., 2007).
56
Ba
1
10
100
1000
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Br
0
2
4
6
8
10
12
14
16
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Ca
1
10
100
1000
10000
100000
1000000
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Continua
Figura 9 - Frações de massa de elementos químicos determinadas nos
diversos tamanhos de amostra estudados (1, 3 e 5 indivíduos
e a amostra homogeneizada – H). Barras de erros relativas às
incertezas analíticas. Ar = Armadillidium sp. Ac =
Acromymex sp. C = Componotus sp. P = Pheidole sp.
57
Co
0.0
0.4
0.8
1.2
1.6
2.0
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Fe
10
100
1000
10000
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
K
500
2500
4500
6500
8500
10500
12500
14500
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Continuação
Figura 9 - Frações de massa de elementos químicos determinadas nos
diversos tamanhos de amostra estudados (1, 3 e 5 indivíduos
e a amostra homogeneizada – H). Barras de erros relativas às
incertezas analíticas. Ar = Armadillidium sp. Ac =
Acromymex sp. C = Componotus sp. P = Pheidole sp.
58
Na
500
1500
2500
3500
4500
5500
6500
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Sc
0.0
0.1
1.0
10.0
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Zn
0
250
500
750
1000
1250
135H
Tamanho de amostra
Fração de massa (mg/kg)
Conclusão
Figura 9 - Frações de massa de elementos químicos determinadas nos
diversos tamanhos de amostra estudados (1, 3 e 5 indivíduos
e a amostra homogeneizada – H). Barras de erros relativas às
incertezas analíticas. Ar = Armadillidium sp. Ac =
Acromymex sp. C = Componotus sp. P = Pheidole sp.
59
Os seres vivos apresentam distintos padrões de acumulação de elementos
químicos, refletindo em diferenças na composição química intra- e interespecífica
(MARKERT, 1998). Para evitar tais interferências da composição química intrínseca das
espécies empregadas neste trabalho, análise de variância foi conduzida usando valores
de frações de massa de elementos químicos normalizados, isto é, a razão entre os
resultados das amostras de diferentes tamanhos (1, 3 e 5 indivíduos) e a amostra
homogeneizada - H (Tabela 3). Os resultados da análise estatística foram considerados
satisfatórios, demonstrando ausência de variações significativas em nível de 95% de
confiança para os elementos químicos avaliados.
Contudo, em uma análise mais rigorosa dos resultados, perceberam-se certas
distorções em função da massa da amostra analisada. Por exemplo, as frações de
massa de K e Zn demonstraram alta variabilidade dependendo da massa da amostra,
divergindo substancialmente dos resultados das amostras homogeneizadas (Figura 9).
Ainda, o elemento químico Ba foi determinado somente nas amostras com maiores
massas como de Armadillidium sp. (frações de massa na ordem de 600 mg/kg).
Portanto, a sensibilidade da INAA é reduzida proporcionalmente à diminuição da massa
da amostra (WITKOWSKA et al, 2005), mais acentuadamente no caso das espécies de
formigas Acromyrmex sp., Componotus sp. e Pheidole sp. Do mesmo modo,
dificuldades também ocorreram para determinação do nutriente Ca que, com exceção
da amostra com 5 indivíduos de Componotus sp., foi determinado somente em
amostras com massas maiores que 24 mg (Tabela 3).
Por outro lado, resultados satisfatórios foram obtidos, por meio da INAA, na
determinação dos elementos químicos Br, Co, Fe, K, Na e Sc, mesmo nas amostras
60
com as menores massas referentes aos tamanhos 1, 3 e 5 indivíduos (Tabela 3),
apesar do aumento nas incertezas analíticas em função da redução de massa (Tabela
3). As espécies de formigas Acromyrmex sp., Componotus sp. e Pheidole sp.
apresentaram consideráveis melhoras nas incertezas analíticas, variando, por exemplo,
de 43% (1 indivíduo) a 10% (5 indivíduos) para o elemento químico Co. Possivelmente,
essa variação na incerteza analítica está relacionada com porte corporal das espécies
de invertebrados, pois as massas das amostras menores foram, no mínimo, duas vezes
menores que aquelas das amostras homogeneizadas (Tabela 1). Em se tratando do
crustáceo terrestre Armadillidium sp., a melhora nas incertezas analíticas para
praticamente todos os elementos químicos com exceção de Zn, foi pequena devido à
elevada massa que um único indivíduo possui.
Apesar da variabilidade esperada da composição química elementar entre
indivíduos da mesma espécie de invertebrados (BUDAK et al., 2006), ficou evidente a
necessidade de maior esforço na amostragem para garantia de maior quantidade de
amostras. Como resultado, obtém-se aumento na sensibilidade da técnica analítica
empregada, redução das incertezas nas análises químicas e resultados mais sólidos.
61
4 K
0
-INAA APLICADA À DETERMINAÇÃO DE ELEMENTOS QUÍMICOS EM PENAS
DE AVES PARA ESTUDOS DE BIOMONITORAÇÃO
4.1 Considerações iniciais
Estudos em programas de biomonitoração dependem da caracterização química
elementar de matrizes biológicas com diferentes níveis de complexidade (FRANÇA et
al., 2009) e heterogeneidade (FONSECA et al., 2009). Desse modo, a escolha correta
da técnica e do método analítico a ser empregado no trabalho é uma etapa de suma
importância dada a diversidade de elementos químicos de interesse, faixas de fração de
massa e as matrizes a serem analisadas simultaneamente. Caso contrário, fontes
significativas de erros podem ser adicionadas na análise, comprometendo, assim, a
confiabilidade dos resultados analíticos (MARKET, 1995; FREITAS et al., 2006).
A análise por ativação neutrônica instrumental (INAA) é método amplamente
utilizado em estudos ambientais no Brasil (FRANÇA, 2006; FRANÇA et al., 2002; 2004;
2005; 2006; 2008; 2009; FUGA et al., 2008; ARAÚJO, 2009; ELIAS et al., 2006; 2009)
ao permitir a caracterização multielementar detalhada dos compartimentos naturais com
alto nível metrológico em termos de exatidão e precisão, favorecendo também a
comparabilidade de resultados (BACCHI et al., 2000; BODE et al., 2000). Além disso, a
INAA prescinde de preparos químicos das amostras, o que reduz eventuais
contaminações com elementos químicos de interesse (TAGLIAFERRO, 2003).
Em 2007, a INAA foi formalmente incorporada à listagem dos cinco métodos primários
listados originalmente designados em 1995 pelo “Consultative Committee for Amount of
62
Substance: Metrology in Chemistry, Bureau International des Poids et Measures” –
CCQM/BIPM, Paris, França (BIPM, 2007).
Particularmente, o método paramétrico k
0
-INAA vem sendo utilizado pelo grupo
de pesquisa do Laboratório de Radioisótopos, no Centro de Energia Nuclear na
Agricultura, Universidade de São Paulo, (CENA/USP) (BACCHI et al., 2000; BACCHI;
FERNANDES, 2003), para caracterizar amostras de matrizes geológicas (FRANÇA et
al., 2004; FRANÇA et al., 2005) e biológicas como plantas vasculares (FRANÇA et al.,
2008; ARAÚJO et al., 2008; FRANÇA et al., 2009), bromélias (ELIAS et al., 2008;
ELIAS et al., 2009) e invertebrados (FONSECA et al., 2009). Por ser um método
paramétrico, k
0
-INAA necessita de apenas um elemento padrão para realizar a
quantificação multielementar de uma amostra por meio de uma equação de ativação
(BACCHI; FERNANDES, 2003). Entretanto, apesar das facilidades oferecidas, nenhum
trabalho de biomonitoração com aves havia sido realizado com o auxílio do método k
0
-
INAA no Brasil. Em trabalhos dessa natureza, a composição química elementar de
penas e tecidos de aves foi, geralmente, determinada por meio de métodos analíticos
espectrométricos como, por exemplo, na Antártica (METCHEVA et al., 2006) e em
outras áreas do Hemisfério Norte (ACKERMAN et al., 2007; TSIPOURA et al., 2008).
As aves têm sido usadas como monitores da qualidade ambiental por causa da
alta diversidade em número de espécies e características comportamentais, além de
representarem o grupo taxonômico mais bem conhecido entre os vertebrados terrestres
(BECKER, 2003). A ocupação de diversos nichos ecológicos baseados em diferentes
hábitos alimentares, a alta mobilidade, o tempo de vida e a capacidade de acumular
63
elementos químicos tornam as aves apropriadas para o uso como biomonitores em
estudos de avaliação da qualidade ambiental (TSIPOURA et al., 2008).
A partir da entrada e incorporação de elementos químicos na cadeia trófica
(DIVAN JUNIOR et al., 2009), aves são laboratórios vivos do processo de
biomagnificação, permitindo avaliação da presença e acumulação de elementos
químicos tóxicos no ambiente (MOVALLI, 2000). Ainda, o estudo envolvendo aves
pode, até mesmo, prever futuras mudanças nos ecossistemas (MORENO, 2003). Dada
a vulnerabilidade à contaminação, principalmente das espécies predadoras de topo
(consumidores finais), esses animais têm sido empregados extensivamente em estudos
da qualidade ambiental de ambientes marinhos (DesGRANGES et al., 1998) e, em
menor escala, de ambientes terrestres (NEWTON et al., 1993; PALMA et al., 2005).
A utilização de aves é recomendável por causa do apelo de sustentabilidade, já
que é possível obter amostras a partir de cascas de ovos, penas e conteúdo estomacal,
preservando a vida do animal (BECKER, 2003). Com relação às penas, essa estrutura
é considerada bastante representativa do histórico de contaminação ambiental, pois a
acumulação de elementos químicos nas penas inicia-se desde a sua formação. Alguns
elementos químicos como Hg estão estreitamente associados à formação de queratina,
proteína essencial para a formação e manutenção das penas (TSIPOURA et al., 2008).
A maior parte dos estudos de bioindicação/biomonitoração com aves
concentra-se no Hemisfério Norte. Nas décadas de 50 e 60, já se observava o declínio
populacional de certas espécies na Europa e América do Norte, causado pela
contaminação ambiental (CARLSON, 1962). De acordo com Berg (1966), a redução
populacional de Accipter gentilis e de outras espécies foi causada pela presença de
64
altas frações de massa de Hg no ambiente, oriundo provavelmente de atividades
industriais. A contaminação por Hg também afetou populações do pato Aix sponsa em
uma reserva florestal norte-americana. A utilização das cascas dos ovos, coletadas nos
pontos de nidificação, permitiu avaliar a distribuição desse elemento químico no
ambiente (KENNAMER, 2005). Em regiões sujeitas a diferentes níveis de impacto
ambiental em Portugal, penas da águia Hieraaetus fasciatus já foram utilizadas para
avaliar a presença de Hg no ambiente (PALMA et al., 2005). Esse elemento químico,
quando presente na forma elementar passível de transformação por bactérias ou na
forma orgânica, causa efeitos deletérios na reprodução e no sistema nervoso de
animais selvagens (Ben-DAVID et al., 2001).
Importante ressaltar a necessidade de avaliação de diversos elementos químicos
simultaneamente como foi verificado no estudo realizado em regiões impactadas da
Espanha. Os elementos As, Cd, Pb e Zn foram determinados em tecidos de espécies
de aves noturnas e diurnas, demonstrando diferenças devido ao comportamento
alimentar, permitindo a avaliação detalhada da qualidade ambiental (PÉREZ-
LÓPEZ et al., 2008). Em outro programa de biomonitoração, as penas das espécies
Sterna fuscata e Anous stolidus foram coletadas e analisadas quanto à presença e a
distribuição de Cd, Cr, Hg, Pb, Mn e Se em ecossistemas marinhos da costa dos
oceanos Pacífico e Atlântico (BURGER; GOCHFELD, 1995).
No Brasil, existe uma lacuna de estudos de biomonitoração envolvendo
elementos químicos, principalmente aqueles extremamente tóxicos como é o caso do
Hg (FONSECA et al., 2005). Para o Estado de São Paulo, tais estudos são relevantes
devido à atual supressão de habitats, à perda de biodiversidade, aos impactos
65
ambientais decorrentes da indústria, agricultura e urbanização (JOSEF et al., 2007).
Devido à contínua necessidade por métodos analíticos apropriados para estudos
ambientais e à urgência de avaliação de qualidade ambiental de ecossistemas
brasileiros, este trabalho empregou, pela primeira vez, o método k
0
-INAA para
caracterizar quimicamente amostras de penas de aves de áreas muito impactadas no
Brasil. Estatística multivariada foi empregada para avaliar o agrupamento das amostras
de penas de acordo com a correlação entre os diversos elementos químicos avaliados.
4.2 Material e métodos
4.2.1 Amostragem
Penas de aves pertencentes a sete espécies foram coletadas em ecossistemas
úmidos de Piracicaba, São Paulo, e Recife, Pernambuco, no período compreendido
entre os anos de 2007 e 2008 (Figura 10). Os pontos de coleta foram selecionados de
acordo com a situação ambiental e o acesso ao local nas margens dos Ribeirões do
Piracicamirim e dos Marins, Piracicaba, São Paulo, na Lagoa Olho D’agua, Recife,
Pernambuco, e na Estação Ecológica de Assis, Assis, São Paulo. A primeira campanha
de amostragem foi conduzida nas margens dos cursos d’água nas áreas descritas
anteriormente a partir da coleta de penas bem preservadas encontradas sob o solo
florestal. Essa amostragem resultou na obtenção de amostras compostas, já que não foi
possível identificar as espécies às quais as penas pertenciam.
66
Figura 10 - Espécies de aves da Bacia do rio Piracicaba estudadas quanto à
composição química elementar de penas
67
Em outra oportunidade, amostragem mais elaborada foi conduzida a partir da
captura com redes de neblina (Figura 11) no fragmento florestal na nascente do
Ribeirão dos Marins. As capturas ocorreram sob as exigências legais por meio da
“Permissão 1256/2 CEMAVE/ICMBio processo número 581571” obtida junto ao Instituto
Florestal, São Paulo, SP. Este procedimento permitiu a identificação das espécies,
seleção das amostras e medição de dados biométricos dos indivíduos como peso
corporal, sexo, comprimentos de asa, bico e tarso segundo procedimento realizado por
Engelmoer et al. (1993). Ainda, esse procedimento evitou a contaminação das amostras
com partículas do solo. As penas foram estocadas em sacos plásticos e levadas ao
Laboratório de Radioisótopos para serem lavadas com detergente aniônico Alconox
®
1% e água destilada, seguida por secagem em estufa à 60º C até peso constante.
68
Figura 11 - Redes de captura de aves instaladas em remanescente florestal do Ribeirão
dos Marins, Piracicaba, São Paulo
4.2.2 Análise química
A preparação das amostras de penas para a determinação da composição
química elementar envolveu poucas etapas. No caso das espécies de grande porte
como a garça-branca (Ardea alba) e o urubu-comum (Coragyps atratus), as penas
foram cortadas em pequenos fragmentos para facilitar a homogeneização e a
transferência de amostras para as cápsulas de irradiação. Porções de 3 mg a 130 mg
do material biológico foram inseridas em cápsulas de polietileno de elevada pureza,
específicas para irradiação com nêutrons. Cápsulas vazias (branco analítico) foram
também irradiadas para correção dos valores das frações de massas de Br, Cr, Na e
Zn, pois esses elementos são encontrados nas cápsulas vazias em valores variáveis de
69
0,2 a 2,5 mg kg
-1
(FRANÇA, 2006). A umidade das amostras foi estimada por meio de
porções que foram secas em estufa à 85
o
C até peso constante para a expressão dos
resultados em base seca. Para avaliar a qualidade do procedimento analítico
(NAMIÉSNIK; ZYGMUNT, 1999), os materiais de referência IAEA V-10 “Hay Powder” e
IAEA 336 “Trace Elements in Lichen” foram analisados em triplicata. As frações de
massa dos elementos químicos nos materiais de referência são certificadas, portanto,
os valores obtidos pela análise química devem estar dentro da faixa de valores
constantes nos respectivos certificados de análise. Fragmentos de cerca de 10 mg de
uma liga de Ni-Cr foram irradiados junto às amostras para a monitoração do fluxo
térmico de nêutrons durante a irradiação. Essa liga metálica possui distribuição
homogênea de Cr (19.62% ± 0.07%) e Ni (80.2% ± 1.1%), elementos químicos
empregados para monitorar fluxos de nêutrons térmicos e epitérmicos
(FRANÇA et al., 2003). Todas as amostras, materiais de referência e monitores de fluxo
foram irradiados em fluxo térmico de nêutrons de aproximadamente 10
13
cm
-2
s
-1
por
oito horas no reator de pesquisas nucleares IEA-R1 do Instituto de Pesquisas
Energéticas e Nucleares, Comissão Nacional de Energia Nuclear (IPEN/CNEN), São
Paulo, SP. Após decaimento da radioatividade até níveis seguros, o material irradiado
foi transportado para o Laboratório de Radioisótopos, Centro de Energia Nuclear na
Agricultura (CENA/USP). Este procedimento permite a detecção e quantificação dos
radionuclídeos de meia-vida maior que 0,5 dia (Tabela 4). A espectrometria de raios
gama de alta resolução foi utilizada para a detecção da radioatividade induzida a 5, 7,
13, 16 e 89 dias após a irradiação, usando dois detectores coaxiais de germânio
hiperpuro da Ortec, com 45% e 50% de eficiências relativas no fotopico 1,332 keV do
60
Co e um detector do tipo poço com 269 cm
3
de volume ativo. Os monitores de fluxo
70
(liga Ni-Cr) foram analisados após 10 e 15 dias da irradiação em detectores coaxiais. O
software Quantu foi usado para a quantificação de elementos químicos por meio do
método k
0
-INAA, que também permitiu obter a estimativa das incertezas analíticas e os
limites de detecção (BACCHI et al., 2003). A Tabela 4 mostra as principais linhas gama
utilizadas para a realização dos cálculos.
Tabela 4 - Características dos radionuclídeos utilizados para cálculo pelo
método k
0
-INAA no Laboratório Radioisótopos, CENA/USP
Elemento Nuclídeo Meia-vida (dias) Linha gama (keV)
Ba
131
Ba 11,5 496,26***
Br
82
Br 1,4708 554,3; 619,1; 698,4; 776,5
Ca
47
Ca 4,536 1297,1***
Ce
141
Ce 32,5 145,44
Co
60
Co 1925,233 1173,2; 1332,5
Cr
51
Cr 27,7 320,08***
Cs
134
Cs 753,14 604,71***; 795,87
Fe
59
Fe 44,496 1099,3; 1291,6***
Hf
181
Hf 42,39 482
Hg
203
Hg 46,612 279,2*
K
42
K 0,515 1524,6
La
40
La 1,678 328,76; 487,02; 815,78; 1596,5***
Na
24
Na 0,623 1368,6
Rb
86
Rb 18,66 1076,7
Sb
122
Sb 2,7 564,1***
Sc
46
Sc 83,82 889,25; 1120,5***
Se
75
Se 119,77 264,66**
Sm
153
Sm 1,946 103,18***
Sr
85
Sr 64,84 514
Tb
160
Tb 72,1 1177,94
Th
232
Th 27 312***
Yb
175
Yb 4,19 396,3***
Zn
65
Zn 244,1 1115,5***
* correção foi realizada devido à interferência da energia gama 279,54 keV do
75
Se
** correção foi realizada, se necessária, devido à interferência da energia 264,09 keV
do
182
Ta
*** mesmo com a ocorrência de interferências espectrais (BLAAUW, 1996), correção
não aplicada já que os fotopicos denominados “característicos” dos radionuclídeos
interferentes não foram detectores nas amostras e materiais de referência
71
4.2.3 Análise dos dados
Para avaliar a qualidade do procedimento analítico, cálculos para o número E
n
segundo a ISO 13528 (ISO, 2005) foram realizados, considerando a diferença entre os
valores obtidos e os de referência, assim como as respectivas incertezas analíticas
expandidas em 95% de nível de confiança constantes dos certificados dos materiais de
referência. No caso de valores informativos, a incerteza analítica expandida em nível de
95% foi considerada menor que 50%.
As análises estatísticas multivariadas foram baseadas em frações de massa de
elementos químicos padronizadas (média = 0; desvio padrão = 1). Matrizes de gráficos
de dispersão foram utilizadas para avaliar a distribuição normal dos dados. Quando
necessário, transformação dos dados foi empregada para estabilizar as variâncias.
Técnicas multivariadas exploratórias, ou seja, análise fatorial por componentes
principais (AFCP) e análise fatorial por método da máxima verossimilhança (AFMV)
foram empregadas para demonstrar a confiabilidade dos resultados obtidos, assim
como a identificação dos elementos químicos correlacionados e indicação de penas
com alta fração de massa de elementos químicos. Limites de detecção foram
considerados na análise para aqueles elementos químicos com menos de 25% dos
dados de fração de massa de elementos químicos ausentes para possibilitar as
análises estatísticas. Tal procedimento pode ser atualmente empregado para a
substituição de valores perdidos no conjunto de dados, permitindo a inclusão de mais
variáveis nas análises estatísticas.
72
4.3 Resultados e Discussão
4.3.1 Qualidade do procedimento analítico
A avaliação dos resultados da análise dos materiais de referência é um passo
fundamental para demonstrar a qualidade do procedimento analítico. A Tabela 5 mostra
os resultados dos valores de número E
n
para os materiais de referência IAEA 336 e
IAEA V-10. Todos os valores estiveram entre -1 e 1, indicando um desempenho
bastante satisfatório do método. Entretanto, alguns valores obtidos mostraram uma
pequena tendência positiva, como Cr em IAEA V-10 e As, Ce, Se, Sm e Yb em
IAEA 336. O elemento Sm apresentou tendência negativa em IAEA V-10 assim como
Eu, Hg e Tb em IAEA 336.
73
Tabela 5 - Valores de fração de massa obtidos e certificados para os elementos químicos
nos materiais de referência analisados. I% = incerteza analítica expandida
IAEA V-10 Hay Powder (n = 3) IAEA 336 Lichen (n = 3)
Obtido Certificado Número E
n
* Obtido Certificado Número E
n
*
Ba mg/kg 5,6 6,0 -0,12 9,21 6,40 0,76
I% 51 25 38 17
Br mg/kg 8,0 8,0 0,00 13,1 12,9 0,09
I% 5,5 18 5,3 13
Ca mg/kg 21400 21600 -0,17 2425 - -
I% 4,9 2,8 13
Ce mg/kg 0,12 - - 1,32 1,28 0,23
I% 26 5,8 13
Co mg/kg 0,14 0,13 0,38 0,28 0,29 -0,27
I% 5,4 12 4,5 17
Cr mg/kg 7,3 6,5 0,76 1,19 1,06 0,20
I% 10 12 52 16
Cs mg/kg 0,019 0,017 0,42 0,11 0,11 -0,13
I% 28 8,8 11 12
Fe mg/kg 181 185 -0,45 434 430 0,07
I% 3,4 3,5 3,4 12
Hf mg/kg 0,0130 0,0098 0,53 0,06 - -
I% 46 5,6 13
Hg mg/kg - 0,013 - 0,17 0,20 -0,40
I% 8,1 33 20
K mg/kg 20900 21000 -0,05 1766 1840 -0,33
I% 3,3 9,5 6,2 11
La mg/kg 0,07 0,07 0,02 0,62 0,66 -0,34
I% 18 21 5,9 15
Na mg/kg 466 500 -0,11 322 320 0,05
I% 3,4 60 3,7 12,5
Sb mg/kg 0,02 0,02 0,28 0,073 0,073 0,01
I% 34 12,50 17 14
Sc mg/kg 0,014 0,014 -0,08 0,18 0,17 0,35
I% 5,0 11 3,5 12
Se mg/kg 0,028 0,022 0,45 0,25 0,22 0,30
I% 46 25 37 18
Sm mg/kg 0,013 - - 0,12 0,11 0,40
I% 16 17 13
Sr mg/kg 40 40 0,09 11,0 9,3 0,34
I% 8,4 8,8 43,7 11,8
Tb mg/kg - - - 0,013 0,014 -0,22
I% 33 14
Th mg/kg 0,015 0,013 0,22 0,14 0,14 -0,06
I% 48 12 5,9 14
Yb mg/kg - - - 0,045 0,037 0,53
I% 21 32
Zn mg/kg 23 24 -0,43 30,6 30,4 0,05
I% 3,4 13 3,5 11
()
22
refobt
n
II
Xx
E
+
−
=
*
74
4.3.2 Composição química elementar das penas de aves
A Tabela 6 mostra os resultados das frações de massa de dezoito elementos
químicos determinados nas quatorze amostras de penas das espécies: Amazilia lactea,
Arremon flavirostris (dois indivíduos; duas amostras), Basileutrus flaveolus, Leptotila
verreaux, Synallaxis spixi, Ardea alba (dois indivíduos; duas amostras), Coragyps
atratus (dois indivíduos; duas amostras) e quatro amostras compostas coletadas nos
ecossistemas úmidos estudados (Piracicamirim, Marins e Assis).
De acordo com a literatura especializada (MEETCHEVA et al., 2006; TSIPOURA
et al., 2008; BURGER et al., 2008; FRANÇA et al., 2010a), os resultados de Ce, Hf, La,
Sb, Sc, Sm e Th foram os primeiros para penas de aves. Portanto, a maior parte dos
resultados apresentados neste trabalho pode ser considerada os primeiros obtidos para
ecossistemas úmidos urbanos brasileiros.
A variabilidade da composição química elementar das penas foi bastante
elevada. Por exemplo, os valores de Br variaram de 1,2 mg/kg a 7,9 mg/kg, enquanto
Zn variou de 55 mg/kg a 180 mg/kg (Tabela 6). Essa variabilidade provavelmente
ocorreu devido às características intrínsecas das diferentes espécies e do local onde as
amostras foram coletadas. A composição química elementar também é bastante
variável para outros grupos taxonômicos, como plantas vasculares, tanto em áreas
impactadas (ARAÚJO, 2008) como não-impactadas (FRANÇA, 2006).
Posteriormente serão discutidos os elementos químicos individualmente,
considerando-se a possibilidade de impactos aos animais de acordo com a magnitude
da fração de massa encontrada, o local de amostragem e resultados existentes na
literatura.
75
Tabela 6 - Elementos químicos determinados por método k
0
-INAA nas penas de aves dos Ribeirões dos Marins e
Piracicamirim, Piracicaba, SP, da Estação Ecológica de Assis, SP, e a Lagoa Olho D’
Á
gua, Recife, PE
Aalb = Ardea alba; Afla = Arremon flavirostris; Alac = Amazilia lactea; Bfla = Basileutrus flaveolus;
Catr = Coragyps atratus; Lvar = Leptotila verreauxi; Sspi = Synallaxis spixi
Ribeirão dos Marins Ribeirão Piracicamirim
Lagoa Olho
D'Água
Amostras compostas
Alac Afla (1) Afla (2) Bfla Lvar** Sspi Aalb Catr** Aalb Catr Assis Marins Marins Piracicamirim***
Br mg/kg 5,4 2,7 2,3 2,6 2,0 2,8 3,7 5,4 7,9 6,2 3,3 6,3 7,2 1,2
I (%) 19 11 10 14 9,6 9,9 7,4 5,4 6,5 6,1 7,3 7,2 6,1 12
Ca mg/kg <680 1900 1750 1090 <1540 2430 <3850 <680 2080 3220 <3920 <1020 <450 980
I (%) 18 13 32 7,2 19 10 18
Ce mg/kg <0,4 <0,2 <0,1 <0,2 <0,1 <0,1 <0,2 0,66 0,63 1,5 <0,2 0,47 0,58 0,52
I (%) 6,8 17 4,5 14 12 12
Co mg/kg <0,03 0,28 0,05 0,07 0,03 0,08 0,04 0,38 0,20 0,19 <0,02 0,47 0,10 0,29
I (%) 8,8 33 30 23 15 16 5,0 10 6,2 5,8 9,2 5,4
Cr mg/kg <42 40 <5 <13 <7 <5 <3 <2 68 5,7 <4 <3 6,7 <3
I (%) 15 8,2 33 29
Fe mg/kg 27,3 165 33 <13 44 64 97 260 370 360 96 145 270 130
I (%) 34 8,0 12 10 6,6 7,6 3,3 4,4 3,4 9,0 4,8 4,6 5,0
Hf mg/kg <0,12 <0,04 <0,02 <0,05 <0,04 <0,02 <0,02 0,02 <0,03 0,04 0,20 <0,02 0,03 0,04
I (%) 32 24 7,4 30 24
Hg mg/kg 0,90 <0,06 0,23 <0,07 <0,15 0,30 2,8 0,16 1,4 0,32 0,13 0,27 0,16 0,15
I (%) 32 37 26 6,1 21 23 25 20 9,8 35 17
La mg/kg <0,3 <0,06 <0,04 <0,07 <0,03 <0,10 <0,05 0,30 0,29 0,79 <0,04 0,24 0,27 0,26
I (%) 7,4 11 6,8 32 7,8 13
Na mg/kg 3400 2700 2700 2600 920 3600 1400 300 700 610 720 2300 420 1300
I (%) 7,4 5,8 4,6 5,0 3,2 5,2 3,0 3,3 4,2 4,8 4,8 3,4 4,6 3,0
Sb mg/kg 0,10 <0,03 0,06 <0,03 <0,02 0,04 <0,02 0,06 0,20 0,07 <0,03 0,07 <0,04 0,07
I (%) 35 24 32 21 14 18 21 21
Sc* mg/kg <12 <3 3,4 <5 5,2 9,0 17 73 36 51 24 29 68 53
I (%) 36 33 12 6,8 3,8 7,8 4,8 6,0 5,2 4,0 4,2
Se mg/kg <0,9 0,60 0,65 0,78 <0,4 0,74 0,99 0,61 1,3 1,13 <0,2 0,66 <0,3 <0,2
I (%) 24 16 23 19 13 12 8,6 26
Sm* mg/kg <26 <7 <7 <14 <5 <6 <9 59 31 100 <8 <12 35 <10
I (%) 8,5 17 8,6 28
Th mg/kg <0,14 <0,06 <0,03 <0,06 <0,02 <0,03 <0,01 0,05 0,05 0,11 0,03 0,04 0,07 0,06
I (%) 14 37 9,2 35 23 14 12
Zn mg/kg 150 153 177 129 98,0 192 90,3 55,4 118 153 64,6 106 121 110
I (%) 7,3 2,9 2,4 3,3 3,1 2,8 4,4 2,7 2,9 2,6 4,6 4,4 4,4 4,4
* em µg kg
-1
** análise química em replicata
*** amostra composta coletada na Nascente do Ribeirão Piracicamirim
76
Arsênio – As
Existem poucos estudos sobre o comportamento de As na estrutura trófica de
ecossistemas (ARAÚJO, 2009) e a transferência para aves, principalmente as
predadoras de topo (ERRY et al., 1999). Neste trabalho, arsênio foi determinado na
espécie granívora Leptotila varreuxi (0,47 mg/kg) e na amostra composta por penas
coletadas na nascente do Ribeirão dos Marins (0,22 mg/kg). Curiosamente, nenhuma
outra espécie capturada junto com Leptotila varreuxi apresentou As em quantidades
apreciáveis nas penas. Pelo menos para as espécies estritamente insetívoras, as penas
poderiam acumular este elemento químico por causa do processo de biomagnificação
(LEBEDEVA, 1997), em vista das elevadas frações de massa de As encontradas em
invertebrados nesse local (BARDINI JUNIOR et al., 2008). Arsênio, especialmente na
forma inorgânica, pode trazer sérios prejuízos à capacidade reprodutiva e até mesmo
provocar a morte do animal (EISLER, 1994). Além de estar presente nas emissões de
queima de combustíveis fósseis (BARBOSA et al., 2007), o As é muito utilizado na
indústria siderúrgica e pode estar contido em formulações de inseticidas e fungicidas
(MARKERT, 1998). Algumas espécies de aves da família dos columbídeos, como é o
caso de L. varreuxi, costumam alimentar-se em campos agrícolas. Dessa maneira, é
plausível especular que o As presente nas penas do animal coletado seja reflexo de
atividades agrícolas, predominantes na paisagem da nascente do Ribeirão dos Marins.
Como a fração de massa de As em tecidos de aves pode ser incrementada conforme a
proximidade da fonte poluente (HÖRNFEDT; NYHOLM, 1996), seria interessante
estudar sobre a distribuição do elemento de As nas penas. Mais ainda, os indivíduos da
espécie piscívora Ardea alba não apresentaram As em suas penas, diferentemente de
77
espécies de hábitos alimentares semelhantes na Rússia, que acumularam maiores
frações de massa com relação às espécies de aves de níveis tróficos mais baixos
(LEBEDEVA, 1997).
Bário – Ba, Césio – Cs e Rubídio- Rb
O elemento Ba foi determinado somente nas penas de Ardea alba (15 mg/kg) do
Recife e em Arremon flavirostris – Indivíduo 2 (16 mg/kg) de Piracicaba. Este elemento
está presente em dejetos hospitalares e em formulações de veneno para roedores
(MARKERT, 1998). Os elementos Cs (0.07 mg/kg) e Rb (0.9 mg/kg) foram
determinados somente nas penas Ardea alba de Recife e, assim como Ba, esses
elementos possuem função biológica desconhecida e podem causar toxicidade a
animais quando presentes em elevadas frações de massa no organismo (MARKERT,
1998). O elemento Rb possui similaridade química com o K e pode incorporar a mesma
rota metabólica, sendo, portanto, absorvido por plantas ou animais (ROESIJADI, 1992).
No entanto, as funções fisiológicas desempenhadas por K não podem ser substituídas
por Rb (MARKERT, 1998).
Bromo – Br
O elemento Br foi determinado em todas as amostras, contudo, leve
enriquecimento desse elemento foi notado nas amostras oriundas dos locais mais
impactados (Ribeirão Piracicamirim, Piracicaba, e Lagoa Olho D’agua, Recife). Devido
à sua crescente aplicação industrial na produção de insumos agrícolas, fármacos e
agentes retardantes de combustão (MARKERT, 1998), maior atenção deve ser
78
direcionada à distribuição de Br nos ecossistemas. A espécie Ardea alba do Recife
apresentou a maior fração de massa do elemento (7,9 mg/kg), enquanto em Piracicaba,
a fração de massa de Br não ultrapassou 3,7 mg/kg (Tabela 6). Coragyps atratus
também seguiu essa tendência de acumulação de Br na Lagoa Olho D’Água, cuja
fração de massa de Br nesse ecossistema atingiu 6,2 mg/kg comparada ao valor de 5,4
mg/kg encontrado na amostra do Ribeirão Piracicamirim. Impactos da presença de Br
em sedimentos da Lagoa Olho D’água foram avaliados por Valentim et al. (2003),
sendo relacionados com atividades antrópicas. Destaca-se a alta fração de massa de
Br encontrada nas penas do beija-flor Amazilia lactea capturado no Ribeirão dos Marins
(5,4 mg/kg), cujo valor foi quase duas vezes maior que a média das outras espécies
deste ambiente úmido (2,5 mg/kg). O elemento Br não é um nutriente essencial para
funções fisiológicas em plantas, porém, sua essencialidade é discutida para alguns
vertebrados (MARKERT, 1998).
Cobalto – Co
O elemento Co é necessário para a formação de vitaminas do complexo B
(MARKERT, 1998). Esse micronutriente foi determinado em todas as amostras de
penas com exceção do beija-flor Amazilia lactea e da amostra composta oriunda da
cidade de Assis. As maiores frações de massa de Co foram determinadas na amostra
composta de penas coletadas nas margens do Ribeirão dos Marins (0,5 mg/kg), em
Coragyps atratus do Ribeirão Piracicamirim (0,4 mg/kg) e Arremon flavirostris
–
Indivíduo 1 do Ribeirão dos Marins (0,3 mg/kg) conforme mostra a Tabela 6. As duas
espécies de aves do Recife apresentaram frações de massa de 0,20 mg/kg e 0,19
79
mg/kg para Ardea alba e Coragyps atratus, respectivamente. As amostras de outras
espécies apresentaram frações de massa inferiores a 0,10 mg/kg (Tabela 6).
Cobalto esta presente em resíduos industriais e, portanto, pode ser considerado
contaminante da biota caso esses dejetos sejam despejados no ambiente (MARKERT,
1998). A poluição das águas do Ribeirão Piracicamirim e da Lagoa Olho D’agua pode
explicar os valores superiores de Co encontrados nas amostras desses locais.
Entretanto, a contaminação por resíduos industriais não poderia explicar a alta fração
de massa encontrada nas penas de Arremon flavirostris
– Indivíduo 1 no ambiente
úmido da Nascente do Ribeirão dos Marins, já que, nesta área, não há influência
industrial aparente. Nesse local, os demais indivíduos analisados não apresentaram
frações de massa superiores a 0,08 mg/kg de Co. Ainda, esse indíviduo chama atenção
por causa das frações de massa de Cr e Ni de 40 mg/kg e 20 mg/kg, respectivamente,
encontradas nas suas penas, diferentemente das outras espécies da Nascente do
Ribeirão Marins. É provável que esse indivíduo de Arremon flavirostris tenha sido
exposto a uma fonte de contaminação próxima ao fragmento florestal da Nascente do
Ribeirão dos Marins ao contrário dos demais indivíduos capturados, já que,
caracteristicamente, sua mobilidade é baixa com relação ao beija-flor capturado, por
exemplo.
80
Cromo – Cr e níquel – Ni
Além de Arremon flavirostris – Indivíduo 1, elevadas frações de massa de Cr e
Ni foram encontradas nas penas de Ardea alba (68 mg/kg e 5,7 mg/kg) e Coragyps
atratus (35 mg/kg e 21 mg/kg) amostradas na Lagoa Olho D’Água, Recife,
respectivamente. Apesar da essencialidade desses dois elementos químicos para
animais (MARKERT, 1998), é mais provável que as frações de massa encontradas
sejam reflexo de impactos antrópicos no ecossistema (VALENTIM et al., 2003).
Atualmente, é crescente a preocupação da presença do Cr no ambiente. As fontes
antrópicas de Cr são a queima de combustíveis fósseis e emissões das indústrias
metalúrgicas e indústrias do setor têxtil (UNITED STATES DEPARTMENT OF
HEALTH, 1993).
Ferro – Fe
O elemento Fe é um nutriente essencial para os processos fisiológicos dos
animais, apesar de apresentar certa toxicidade, se presente em elevadas frações de
massa no ambiente (MARKERT, 1998). Ferro foi determinado em todas as amostras,
com exceção das penas de Basileutrus flaveolus, capturado no fragmento florestal da
nascente do Ribeirão dos Marins. Neste mesmo local, penas de Arremon flavirostris
–
Indivíduo 1 apresentaram fração de massa de 165 mg/kg de Fe em comparação com o
valor médio de 42 mg/kg para as demais espécies do fragmento. Valores consideráveis
também foram encontrados para Ardea alba de Piracicaba (97 mg/kg) e de Recife
(366 mg/kg) e para Coragyps atratus de Piracicaba (261 mg/kg) e de Recife
(361 mg/kg). Contudo, as elevadas frações de massa de Sc para as penas de
81
Ardea alba e Coragyps atratus podem ser indicativas da presença de partículas de
terra, o que explicaria as altas frações de massa de Fe (FERRARI et al., 2006). Por
outro lado, as frações de massa de Sc para as penas Arremon flavirostris
– Indivíduo 1
estiveram na mesma faixa daquelas das demais espécies, reforçando a hipótese de
que esse indivíduo tenha se exposto à uma fonte de contaminação diferente dos outros
animais locais.
Mercúrio – Hg
Mercúrio é um elemento químico bastante relevante para estudos de
biomonitoração por apresentar elevada toxicidade na sua forma orgânica, mesmo em
baixas concentrações no ambiente (THANGAVEL et al., 1999). É um dos mais
perigosos elementos químicos para aves, pois 99,9% do Hg presente nas penas
encontra-se na forma de metilmercúrio (EVERS et al., 2005). A presença desse
composto químico pode levar ao aumento de mortalidade e falha no processo
reprodutivo (HELANDER et al., 1982; WIEMEYER et al., 1984, 1988), causando
declínio de populações selvagens de diversas espécies de aves (KENNAMER, 2005) e
mamíferos, como lontras (GUTLEB, 1998).
O elemento Hg foi determinado em todas as amostras com exceção das penas
de Arremon flavirostris – Indivíduo 1, Basileutrus flaveolus e Leptotila varreuxi, espécies
capturadas no ambiente úmido da nascente do Ribeirão dos Marins. Anteriormente, Hg
já havia sido encontrado em compartimentos abióticos em áreas da Bacia do Rio
Piracicaba (FOSTIER et al., 1999). As maiores frações de massa de Hg foram
encontradas nas amostras de Ardea alba com valores de 2,8 mg/kg no Ribeirão
82
Piracicamirim e 1,4 mg/kg na Lagoa Olho D’Água, Recife. Palma et al. (2005)
encontraram elevadas frações de massa de Hg em penas da águia Hieraaetus
fasciatus, com o valor médio de 1,9 mg/kg, ou seja, na mesma ordem de grandeza dos
valores relatados para Ardea alba neste trabalho. Os indivíduos dessas espécies
acumularam elevadas frações de massa de Hg devido aos efeitos de biomagnificação,
já que são predadores de topo especializados (TSIPOURA et al., 2008) e, portanto,
sujeitos a diversas fontes de contaminantes ambientais (PALMA et al., 2005).
O beija-flor Amazilia lactea apresentou quantidade considerável de Hg em suas
penas (0,9 mg/kg), diferente de outra espécie consumidora primária avaliada nesse
trabalho, o columbídeo Leptotila verreuxi. O indivíduo de L. verreuxi analisado
apresentou fração de massa de Hg menor que 0,15 mg/kg, assim como columbídeos
oriundos de ambientes impactados de Portugal (PALMA et al., 2005). Apesar de
alimentarem-se, principalmente, de néctar, os beija-flores consomem, ocasionalmente,
pequenos invertebrados como fontes de proteínas (SICK, 1997). Isso pode possibilitar a
biomagnificação de Hg com a consequente acumulação nas penas de Amazilia lactea,
que também apresentou elevadas frações de massa de Br (5,4 mg/kg) e Sb
(0,1 mg/kg). As espécies Arremon flavirostris e Synalaxis spixi são estritamente
insetívoras, apresentando quantidades apreciáveis de Hg em suas penas, com exceção
de um indivíduo.
Antimônio – Sb
Antimônio não é essencial aos processos fisiológicos de animais, estando
associado a impactos ambientais por ser altamente tóxico para a biota. As principais
83
aplicações antrópicas desse elemento químico estão nas indústrias da borracha e de
tintas (MARKERT, 1998). Além dos despejos industriais, outra considerável fonte de Sb
para o ambiente é a queima de combustíveis fósseis (BARBOSA et al., 2007).
Enriquecimento de Sb foi notado nos solos de uma região bastante impactada pela
proximidade com o Complexo Viário Anchieta-Imigrantes na Mata Atlântica (ARAÚJO,
2009). A fração de massa de Sb encontrada em áreas impactadas da Mata Atlântica foi
cerca de 12 vezes maior que aquelas em áreas distantes de influência antrópica
(FRANÇA, 2006).
A maior fração de massa de Sb foi determinada nas penas de Ardea alba
(0,2 mg/kg) da Lagoa Olho D’Água, Recife. Semelhantemente aos resultados
encontrados de Hg, dentre as espécies capturadas no fragmento florestal do Ribeirão
dos Marins, somente Amazilia lactea (0,1 mg/kg), Arremon flavirostris – Indivíduo 2
(0,06 mg/kg) e Sinalaxis spixi (0,04 mg/kg) apresentaram Sb em suas penas. Um
detalhe interessante é o fato de que Arremon flaviristris
– Indivíduo 1 não apresentou
valores elevados de Hg e Sb, embora elevadas frações de massa de Cr, Ni e Fe
tenham sido determinadas nas penas desse indivíduo. Esses resultados são indicativos
de fontes pontuais de poluição, mesmo para uma área de poucos hectares como é o
caso do fragmento florestal do Ribeirão dos Marins.
Selênio – Se
Selênio é importante para a indústria do vidro e eletroeletrônica
(MARKERT, 1998), além de ser utilizado como aditivo em rações para animais de
criação (NRIAGU; PACYNA, 1988). Segundo Markert (1998), selênio possui funções
84
fisiológicas essenciais para os animais, porém pode ser altamente tóxico se estiver
presente em elevadas frações de massa no ambiente. A toxicidade deve-se ao fato da
substituição de enxofre por selênio na constituição de aminoácidos com perda de
desempenho fisiológico (MARKERT, 1998), desregulando processos metabólicos em
vertebrados (OHLENDORF, 2003). Elevadas frações de massa de Se foram
determinadas nas amostras de penas das espécies Ardea alba (1,3 mg/kg) e Coragyps
atratus (1,1 mg/kg) da Lagoa Olho D’Água, Recife. Em Piracicaba, Ardea alba (Ribeirão
Piracicamirim) apresentou fração de massa de 1,0 mg/kg. Por outro lado, nas penas de
Amazilia lactea e Leptotila varreuxi (nascente do Ribeirão dos Marins) e nas amostras
compostas não foram detectadas frações de massa quantificáveis (Tabela 6). Por
estarem no topo da estrutura trófica de um ecossistema, as espécies Ardea alba e
Coragyps atratus (cadeia de detritos) estão expostas não somente a fontes locais de
poluição, mas também àquelas localizadas em uma grande região de entorno (JAGER
et al., 1996). Desse modo, estão mais susceptíveis à acumulação de elementos
químicos (STOUT; TRUST, 2002), como relatado neste trabalho.
Zinco – Zn
Por ser essencial às atividades biológicas no metabolismo de plantas e animais
(MARKERT, 1998) e por ser regulado metabolicamente, não existe consenso quanto a
níveis de presença seguros de fração de massa de Zn em tecidos de aves (PÉREZ-
LÓPEZ et al., 2006; TAGGART et al., 2006). Isso gera dificuldades para estudos de
biomonitoração (BEYER et al., 2004), já que as frações de massa deste elemento
85
encontradas em tecidos de aves podem não refletir uma real contaminação ambiental
(BEYER et al., 1985).
Zinco está presente em despejos provenientes das indústrias metalúrgica,
eletroeletrônica e química, de produção de tintas e insumos agrícolas (MARKERT,
1998). Assim como acontece para Se, zinco pode gerar sérios problemas toxicológicos
se presente em elevadas frações de massa no ambiente (PÉREZ-LÓPEZ et al., 2008)
como os descritos por Doneley (1992) em aves de cativeiro expostas a alimentos
contaminados. Além disso, esse elemento pode causar desbalanceamento nutricional
por interferir na absorção de outros elementos químicos nutrientes (WANG et al., 2009).
Zinco mostrou-se enriquecido nas amostras de penas em comparação com os demais
elementos químicos (Tabela 6). Pérez-López et al. (2008) também encontraram
maiores valores de fração de massa de Zn com relação aos demais elementos
químicos em tecidos de espécies de aves rapineiras em regiões da Espanha. Neste
trabalho, as menores frações de massa de Zn foram 55,4 mg/kg em penas de Coragyps
atratus do Ribeirão Piracicamirim, 64,6 mg/kg na amostra composta de Assis e
90,3 mg/kg em Ardea Alba também do Ribeirão Piracicamirim. As maiores foram
determinadas nas amostras de penas de Sinalaxis spixi (192 mg/kg) e Arremon
flavirostris
– Indivíduo 2 (177 mg/kg), ambos capturados no ambiente úmido do Ribeirão
dos Marins.
Lantanóides (cério – Ce, lantânio – La e samário - Sm), háfnio – Hf e tório – Th
Os elementos Ce, Hf, La, Sm e Th foram determinados somente nas amostras
de penas coletadas diretamente do solo, sendo, portanto, associados à presença de
86
partículas de terra aderidas à superfície das penas e que não foram retirados no
momento da lavagem (FERRARI et al., 2006).
4.3.3 Análise estatística multivariada
Buscando demonstrar a relevância de aplicabilidade do método k
0
-INAA em
trabalhos de biomonitoração com o emprego de aves, frações de massa padronizadas
de Br, Co, Fe, Hg, Sb, Sc, Se e Zn foram analisadas por meio da análise fatorial por
componentes principais (AFCP) e da análise fatorial por método da máxima
verossimilhança (AFMV). Por envolver o estudo de correlações entre os elementos
químicos, esse tipo de análise estatística exploratória é recomendado para estudos
dessa categoria, indicando possíveis fontes de elementos químicos para a biota
(FRANÇA, 2006).
De acordo com os resultados apresentados nas Figuras 12 e 13, as duas
técnicas multivariadas discriminaram dois grupos distintos de elementos químicos, ou
seja, um grupo formado pelos elementos Fe e Sc (componente solo) e outro grupo
formado por Br, Hg, Sb e Se (componente antropogênico) que são elementos de
grande relevância ambiental e interessantes em programas de biomonitoração
(MARKERT, 1998). Apesar da composição química semelhante nos fatores, diferença
foi observada na alocação de Co e Zn. Este último não foi completamente explicado
pela AFMV (Figura 13A), enquanto foi correlacionado com o Fator 3 na AFCP (Figura
12A). Elevadas frações de massa de Zn também foram encontradas em tecidos de
aves de regiões não impactadas da Espanha (PÉREZ-LÓPEZ et al., 2008). Por isso,
87
zinco pode não estar totalmente relacionado com fontes antropogênicas, ocasionando
divergências entre técnicas estatísticas utilizadas.
As análises multivariadas também foram capazes de discriminar grupos de
espécies de aves e amostras compostas de acordo com o local de amostragem
(Figuras 12B e 13B). Um grupo é formado por Amazilia lactea do Ribeirão dos Marins e
Ardea alba do Ribeirão Piracicamirim devido à alta influência sofrida por esses dois
indivíduos do componente antropogênico (Fator 1 = “Factor 1”). A análise da das penas
de Amazilia lactea revelou a presença de frações de massa consideráveis de Br, Hg e
Sb, indicando contaminação ambiental. Indivíduos desta espécie possuem grande
mobilidade durante a busca por alimento, cobrindo, então, diversas áreas. Esse
comportamento pode aumentar a probabilidade de contato com fontes poluidoras
externas ao fragmento florestal e acumulação de elementos químicos nas penas desse
beija-flor. O impacto de elementos químicos poluentes no ambiente pode acarretar
sérios impactos negativos à estabilidade do ecossistema (BATTAGLIA et al., 2005).
Além disso, as diferentes espécies de aves exibiram diferentes sensibilidades aos
poluentes (MOVALLI, 2000), recomendando-se, assim, estudos direcionados ao uso da
biodiversidade de aves como biomonitores.
88
Alac_M
Aalb_R
Aalb_P
Afla1_M
Afla2_M
Bfla_M
Catr_RCatr_P
Lvar_M
Sspi_M
Comp_A
Comp_M
Comp_P
Comp_MSH
-2.0 -1.5 -1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5
Factor score 1
-2.0
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
Factor score 2
Alac_M
Aalb_R
Aalb_P
Afla1_M
Afla2_M
Bfla_M
Catr_RCatr_P
Lvar_M
Sspi_M
Comp_A
Comp_M
Comp_P
Comp_MSH
Figura 12 - Resultados da análise fatorial por componentes principais (AFCP), (rotação =
varimax) para as frações de massa padronizadas de elementos químicos
determinados nas penas de aves. A = Gráfico de dispersão tridimensional das
cargas fatoriais. B = Gráfico de dispersão bidimensional dos valores dos fatores.
Espécies de aves: Aalb = Ardea alba; Afla = Arremon flavirostris; Alac = Amazilia
lactea; Bfla = Basileutrus flaveolus; Catr = Coragyps atratus; Lvar = Leptotila
verreauxi; Sspi = Synallaxis spixi; Comp = amostra composta. Localidade: M =
Ribeirão dos Marins, P = Ribeirão Piracicamirim, MSH = nascente do Ribeirão dos
Marins, A = Estação Ecológica de Assis, R = Recife (Lagoa Olho D’Água)
A
B
89
Alac_M
Aalb_R
Aalb_P
Afla1_M
Afla2_M
Bfla_M
Catr_R
Catr_P
Lvar_M
Sspi_M
Comp_A
Comp_M
C
omp_P
Comp_MSH
-2.0 -1.5 -1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5
Factor score 1
-2.0
-1.5
-1.0
-0.5
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
Factor score 2
Alac_M
Aalb_R
Aalb_P
Afla1_M
Afla2_M
Bfla_M
Catr_R
Catr_P
Lvar_M
Sspi_M
Comp_A
Comp_M
Comp_P
Comp_MSH
Figura 13 - Resultados da análise fatorial por método da máxima verossimilhança
(AFMV), (rotação = varimax) para as frações de massa padronizadas de
elementos químicos determinados nas penas de aves. A = Gráfico de
dispersão tridimensional das cargas fatoriais. B = Gráfico de dispersão
bidimensional dos valores dos fatores. Espécies de aves: Aalb = Ardea alba;
Afla = Arremon flavirostris; Alac = Amazilia lactea; Bfla = Basileutrus
flaveolus; Catr = Coragyps atratus; Lvar = Leptotila verreauxi; Sspi =
Synallaxis spixi; Comp = amostra composta. Localidade: M = Ribeirão dos
Marins, P = Ribeirão Piracicamirim, MSH = nascente do Ribeirão dos
Marins, A = Estação Ecológica de Assis, R = Recife (Lagoa Olho D’Água)
A
B
90
A partir dos resultados da AFMV (Figura 13B), as duas espécies de aves do
Recife, Ardea alba e Coragyps atratus, foram influenciadas pelos componentes
antropogênico (“Factor 1”) e solo (“Factor 2”) sendo, portanto, agrupadas na
Figura 13B. Entretanto, considerando os resultados da AFCP (Figura 13A), as espécies
do Recife foram separadas, pois Coragyps atratus sofreu menor influência do
compartimento antropogênico (“Factor 1”) que Ardea alba. Além disso, essa incoerência
pode estar relacionada com o fato de que a AFMV é mais robusta, resultando em
menor matriz residual do que a AFCP. Vale ressaltar que essas amostras foram
coletadas em ambiente extremamente impactado por atividades humanas, portanto,
altamente contaminado com Br, Hg, Sb e Se (VALENTIN et al., 2003). A acumulação de
elementos químicos em tecidos de aves é dose-dependente, ou seja, quanto maior a
disponibilidade do composto ou elemento químico no ambiente, maior será a
acumulação nos tecidos (HOPKINS et al., 2004). Já a influência do Fator 2 (“Factor 2”)
era esperada, pois essas penas foram coletadas diretamente do solo, permanecendo
partículas que não puderam ser removidas durante a lavagem das amostras (FERRARI
et al., 2006). De qualquer maneira, os resultados das análises foram bastante coerentes
na discriminação desses indivíduos de acordo com o local, influência antropogênica e
condição de conservação da amostra.
Um grupo bastante consistente foi formado por Arremon flavirostris
– Indivíduo 2,
Basileutrus flaveolus, Synallaxis spixi, Leptotila varreauxi e a amostra composta de
Assis, SP (Figuras 12B e 13B). A Estação Ecológica de Assis pode ser considerada
local pouco impactado. Contudo, para o fragmento florestal da nascente do Ribeirão
91
dos Marins, tal condição é questionável, uma vez que Amazilia lactea apresentou
considerável acumulação de contaminantes nas suas penas.
A forte influência do componente solo (Fe e Sc) foi o responsável pelo
agrupamento das amostras compostas, Arremon flavirostris
– Indivíduo 1 e Coragyps
atratus (Ribeirão Piracicamirim). A partir da AFMV (Figura 13B), também foi verificada
forte influência do componente solo sobre a amostra Coragyps atratus de Recife. Essa
resposta da análise estatística é bastante coerente, pois essas amostras, com exceção
de Arremon flavirotris – Indivíduo 1, foram coletadas diretamente sobre o solo. Embora
elevadas frações de massa de Co, Cr e Ni tenham sido quantificadas nas penas dessa
ave, esses elementos químicos não foram utilizados nas análises estatísticas. Por
causa disso, as análises estatísticas não alocaram as penas de Arremon flavirostris
–
Indivíduo 1 junto àquelas com grande influência antrópica.
92
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