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FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE RONDÔNIA
NÚCLEO DE CIÊNCIAS EXATAS E DA TERRA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM DESENVOLVIMENTO
REGIONAL E MEIO AMBIENTE
AVALIAÇÃO DO RISCO À SAÚDE DE INDÍGENAS AMAZÔNICOS PELO
CONSUMO DE PEIXES, CARNE DE CAÇA E VEGETAIS CONTENDO
MERCÚRIO
DÉBORA FRANCIELLY DE OLIVEIRA
Porto Velho (RO)
2018
FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE RONDÔNIA
NÚCLEO DE CIÊNCIAS EXATAS E DA TERRA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM DESENVOLVIMENTO
REGIONAL E MEIO AMBIENTE
AVALIAÇÃO DO RISCO À SAÚDE DE INDÍGENAS AMAZÔNICOS PELO
CONSUMO DE PEIXES, CARNE DE CAÇA E VEGETAIS CONTENDO
MERCÚRIO
DÉBORA FRANCIELLY DE OLIVEIRA
Orientador: Prof. Dr. Ari Miguel Teixeira Ott
Coorientador: Prof. Dr. Wanderley Rodrigues Bastos
Tese de doutorado apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Desenvolvimento Regional e Meio
Ambiente, da Fundação Universidade Federal de
Rondônia como requisito para obtenção do título de
doutora em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente.
Porto Velho (RO)
2018
Dados Internacionais de Catalogação na Publicação
Fundação Universidade Federal de Rondônia
Gerada automaticamente mediante informações fornecidas pelo(a) autor(a)
Oliveira, Débora Francielly de.
Avaliação do risco à saúde de indígenas amazônicos pelo consumo depeixes, carne de caça e vegetais contendo mercúrio / Débora Francielly deOliveira. -- Porto Velho, RO, 2018.
167 f. : il.
1.Tupari. 2.Taxa de ingestão de metilmercúrio. 3.Quociente de risco.4.Pescado. 5.Carne de caça. I. Ott, Ari Miguel Teixeira. II. Título.
Orientador(a): Prof. Dr. Ari Miguel Teixeira Ott
Tese (Doutorado em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente) -Fundação Universidade Federal de Rondônia
O48a
CDU 332:614.87
_____________________________________________________________________________
_____________________________________________________________________________
Coorientador(a): Prof. Dr. Wanderley Rodrigues Bastos.
CRB 11/486Bibliotecário(a) Ozelina do Carmo de Carvalho
DEDICATÓRIA
Para o Profo. Gerson Flôres Nascimento (in memoriam)
pelo companheirismo e verdadeira torcida por essa vitória.
Para minha mãe Maria pelo grande incentivo e por cuidar
tão bem das netas nas minhas ausências.
Para as minhas filhas Shara e Brenda, razões do meu viver
e de toda a minha dedicação, perseverança e esforço.
AGRADECIMENTOS
Certamente estes parágrafos não irão contemplar a todas as pessoas que fizeram parte dessa
importante etapa de minha vida. Portanto, desde já peço desculpas àquelas que não estão
presentes entre essas palavras, mas podem estar certas da minha gratidão.
Pelos ensinamentos familiares que tive e pelas bênçãos que tenho recebido na minha vida,
agradeço primeiramente ao Criador e conhecedor de todas as coisas. Obrigada meu Deus!
Aos meus pais Silvio e Maria, ao meu esposo Waislan e à minha irmã Valquíria por sempre
me apoiarem na busca da realização dos meus sonhos, inclusive esse de cursar doutorado.
Ao meu orientador e grande mestre Profo. Ari Miguel Teixeira Ott por ter acreditado no
projeto de tese, pela confiança depositada em mim e, é claro, pela maneira com que conduziu
a orientação do trabalho, sempre disposto e correto.
Ao meu coorientador Profo. Wanderley Rodrigues Bastos – o Rei dos “Heavy metals”, por ter
me acolhido no laboratório que coordena com tanto carinho, dedicação e disponibilidade para
passar todo o seu conhecimento a respeito da temática “mercúrio na Amazônia”.
Ao Profo. Cristiano Lucas de Menezes Alves, vulgo “sagagá” pelo grande apoio durante as
etapas de campo e em diversas outras situações inerentes a essa pesquisa.
Ao Profo. Bruno Soares de Castro pela contribuição na realização do tratamento estatístico
dos dados e pelas noites de sono perdidas quando esteve ao meu lado montando os scripts
(roteiros) do Software R.
À todos do Laboratório de Biogeoquímica Ambiental Wolfgang C. Pfeiffer que sempre
estavam dispostos a contribuir, principalmente à técnica em pesquisa Maria Cristina Nery do
Nascimento Recktenvald que muito me ajudou durante a etapa das análises, inclusive
realizando muitas delas. Nesse sentido devo também destacar a minha gratidão ao Walquimar
da Costa Júnior e ao Victor Francisco Pires de Souza por toda a contribuição com as
atividades analíticas.
Ao Geógrafo Charles Barata, um grande profissional, por ter prontamente atendido ao meu
pedido e elaborado os mapas apresentados nesse trabalho.
Aos colegas de doutorado e em caracter especial às minhas amigas e sempre muito parceiras
Simone Marçal Quintino e Graziela Tosini Tejas.
Aos caciques Samuel Tupari, Severino Tupari, Paulo Tupari e Pedro Tupari por terem
concordado e contribuído com a pesquisa, assim como à todos os indígenas da Terra Indígena
Rio Branco pela carinhosa recepção e contribuição durante as atividades de coletas de
amostras e informações. Destaco aqui a minha gratidão à Joanilce Tupari e seu esposo
Pedrinho por me receberem em sua casa.
Agradeço também as instituições que contribuíram para a realização deste trabalho –
Fundação Universidade Federal de Rondônia; Programa de Pós-Graduação em
Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente; Departamento de Engenharia de Alimentos da
Unir; Fundação Nacional do Índio; Secretaria Especial de Saúde Indígena; Distrito Sanitário
Indígena de Porto Velho; Instituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade;
Fundação de Amparo ao Desenvolvimento das Ações Científicas e Tecnológicas e à Pesquisa
do Estado de Rondônia e Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior.
MUITO OBRIGADA!
“Andar com fé eu vou que a fé não costuma falhar”.
Ana Martins, China da Morada, Douglas Sabião, Márcio Bueno, Rodriguinho e Victor Alves.
RESUMO
Esse estudo teve como objetivo geral avaliar a exposição de indígenas Tupari ao mercúrio
total (Hg-T) e metilmercúrio (MeHg) via ingestão de peixes, carne de caça e vegetais. Foram
coletadas amostras de vegetais e dos solos das suas respectivas lavouras, assim como de
tecido muscular de diferentes espécies de peixes e de animais silvestres consumidos em três
aldeias da Terra Indígena Rio Branco, localizada na região oeste de Rondônia, onde não se
tem histórico de garimpos de ouro, mas com atual ascensão agrícola e nas proximidades de
usinas hidrelétricas. As análises de Hg-T foram realizadas em espectrofotômetro de absorção
atômica por geração de vapor frio, enquanto que o MeHg foi medido em um
espectrofotômetro de fluorescência atômica com cromatografia gasosa. Os dados foram
submetidos à análises estatísticas pelo método Booststrap via método de Correção de vício
acelerado, considerando um intervalo de 95 % de confiança. Os níveis de Hg-T e MeHg nos
vegetais foram consideravelmente inferiores aos obtidos para os solos de suas plantações, não
tendo sido constatada influência sazonal significativa nos resultados obtidos para os solos e
vegetais coletados nos períodos de seca e de chuvas. Houve diferença significativa entre as
espécies de peixes e de caças pertencentes a um mesmo hábito alimentar, para Hg-T e MeHg,
sendo obtidos para as espécies carnívoras níveis superiores aos valores encontrados para as
não predadoras, tanto para os peixes quanto para as caças. Os resultados da avaliação de risco
à saúde em função do consumo de peixes, caça e vegetal indicaram taxas de ingestão semanal
total (TIS) de MeHg entre 8,4 e 15,0 µg/kg de peso corpóreo para as aldeias avaliadas,
extrapolando todas as doses de referência (PTWI) sugeridas por diferentes instituições
internacionais reguladoras e utilizadas como parâmetros nessa pesquisa. Os quocientes de
risco (QR) variaram entre 5,3 e 21,4, ultrapassando consideravelmente o limiar (QR≤1) que
permite considerar a impossibilidade de efeitos tóxicos do mercúrio. Os níveis de exposição
através do consumo de caças e vegetais não implicaram em risco à saúde para as populações
estudadas, enquanto que os peixes responderam pelo maior percentual das taxas de ingestão
semanal de MeHg para todas as aldeias, com destaque para as espécies predadoras.
Considerando os benefícios nutricionais da ingestão de pescados, sugere-se a continuidade do
consumo desse alimento nas aldeias estudadas, com preferência pelos não carnívoros.
Recomenda-se também o aumento do consumo de castanhas e outros vegetais que assim
como os peixes contenham selênio, pois, suspeita-se que esse micronutriente pode estar
atenuando os efeitos deletérios do mercúrio à saúde da população indígena Tupari, assim
como de outras populações tradicionais da Amazônia brasileira.
Palavras-chave: Tupari; Taxa de ingestão de metilmercúrio; Quociente de risco; Pescado;
Carne de caça.
ABSTRACT
This study had as general objective evaluate the exposure of Tupari indigenous to mercury
(T-Hg) and methylmercury (HgMe) through consumption of fish, bushmeat and vegetables.
Were collected samples vegetable foods and soils of their plantations respective, as well as
muscular tissue of different of wild animals and fish species consumed in three villages of the
Rio Branco Indigenous Land, localized in the west of Rondônia, with no history of gold
mining and near hydroelectric plants and of area with growth of agricultural production. The
T-Hg analyzes were performed in atomic absorption spectrophotometer by cold vapor
generation and HgMe was measured on an atomic fluorescence spectrophotometer with gas
chromatography. The data were submitted to statistical analysis by the Bootstrap method
through the accelerated addiction correction method, considering a 95% confidence interval.
The levels of HgMe and T-Hg of the vegetable foods were lower considerably than
those obtained for the soils of their plantations. There was no influence significant of
seasonality in the results obtained for the soils and vegetables collected during the dry and
rainy season. There was a significant difference for HgMe and T-Hg between fish and wild
animal species belonging to the same feeding habit, being obtained for the carnivorous
species levels higher than the values found for non-predators, both for fish and for wild
animals. The results of health risk assessment through consumption of fish, wild animal meat
and vegetables indicated weekly ingestion rates (WIR) total of HgMe between 8.4 and 15.0
μg/kg body weight for the villages evaluated, extrapolating all the reference doses (PTWI)
suggested by different international institutions regulatory and used as parameters in this
research. The risk quotients (RQ) varied between 5.3 and 21.4, considerably exceeding the
level concern (QR ≤1), meaning the possibility of risk to the health of the indigenous
populations evaluated. The level of exposure through of consumption bushmeat and vegetable
did not imply a health risk for the populations studied, while fish accounted for the highest
percentage of MeHg weekly intake rates for all villages, with emphasis on predatory species.
Considering the nutritional benefits of fish ingestion, it is suggested the continuity of the
consumption of this food in the studied villages, but with preference for non-carnivorous. It is
also recommended to increase the consumption of chestnut and other vegetables that just as
fish contain selenium because it is suspected that this micronutrient may be mitigating the
deleterious effects of mercury on the health of the indigenous Tupari population, as well as
other traditional populations of the Brazilian Amazon.
Key words: Tupari; Methylmercury intake rate; Risk quotient; fish; bushmeat.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 Ciclo global do mercúrio no ambiente............................................................ 28
Figura 2 Ciclo local do mercúrio e redistribuição no ambiente.................................... 29
Figura 3 Processos de acúmulo de mercúrio orgânico e inorgânico na fauna aquática 29
Figura 4 Incorporação do mercúrio no ambiente e no homem..................................... 35
Figura 5 PCH Rio Branco em operação desde 2005..................................................... 43
Figura 6 PCH Ângelo Cassol quando ainda em construção (março de 2010).............. 43
Figura 7 PCH Cachoeira Cachimbo Alto (atualmente em construção)........................ 44
Figura 8 Peixes mortos no Rio Branco à jusante das barragens das PCHs................... 45
Figura 9 O Rio Branco seco após o represamento das águas........................................ 46
Figura 10 Mapa de localização da Terra Indígena Rio Branco no estado de Rondônia. 50
Figura 11 Mapa de localização dos municípios distribuídos na Terra Indígena Rio
Branco no estado de Rondônia....................................................................... 51
Figura 12 Mapa de localização dos municípios com expansão agrícola no estado de
Rondônia......................................................................................................... 52
Figura 13 Mapa de localização das aldeias na Terra Indígena Rio Branco.................... 53
Figura 14 Distribuição das concentrações de Hg-T nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca.......... 63
Figura 15 Distribuição das concentrações de Hg-T nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas...... 63
Figura 16 Distribuição dos teores de Hg-T (à esquerda) e Intervalos de Confiança
(IC) das médias (à direita) obtidas para os solos de todas as culturas
vegetais, por aldeia nos períodos de seca e chuvas......................................... 66
Figura 17 Distribuição das concentrações de MeHg nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca.......... 73
Figura 18 Distribuição das concentrações de MeHg nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas...... 73
Figura 19 Distribuição dos teores de MeHg (à esquerda) e Intervalos de Confiança
(IC) das médias (à direita) obtidas para os solos de todas as culturas
vegetais, por aldeia nos períodos de seca e chuvas......................................... 76
Figura 20 Comparação entre as razões médias MeHg/Hg-T dos solos coletados nas
aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade, nos períodos de seca e chuvas............. 79
Figura 21 Concentrações médias e Intervalos de Confiança (IC) das médias de Hg-T
para Dioscorea cayennensis coletadas nas aldeias Nazaré, Serrinha e
Trindade na época de chuvas.......................................................................... 83
Figura 22 Distribuição dos teores de MeHg (à esquerda) e Intervalos de Confiança
(IC) das médias (à direita) obtidas para todos os vegetais, por aldeia naos
períodos de seca e chuvas............................................................................... 88
Figura 23 Valores médios de Hg-T no tecido muscular dos peixes coletados na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 93
Figura 24 Valores médios de MeHg no tecido muscular dos peixes coletados na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 96
Figura 25 Valores médios das razões MeHg/Hg-T dos peixes coletados na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 97
Figura 26 Valores médios de Hg-T no tecido muscular das caças coletadas na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 102
Figura 27 Valores médios de MeHg no tecido muscular das caças coletadas na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 106
Figura 28 Valores médios das razões MeHg/Hg-T das caças coletadas na TI
Rio Branco, por hábito alimentar.................................................................... 107
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca, por tipo de
plantação.......................................................................................................
64
Tabela 2 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de
plantação.......................................................................................................
65
Tabela 3 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e
chuvas............................................................................................................
67
Tabela 4 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca, por tipo de
plantação.......................................................................................................
74
Tabela 5 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de
plantação.......................................................................................................
75
Tabela 6 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e
chuvas...........................................................................................................
77
Tabela 7 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos alimentos
vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de
seca................................................................................................................
81
Tabela 8 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos alimentos
vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de
chuvas............................................................................................................
82
Tabela 9 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos
vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de
seca. ..............................................................................................................
86
Tabela 10 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos
vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de
chuvas............................................................................................................
87
Tabela 11 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e
chuvas............................................................................................................
88
Tabela 12 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos peixes de
diferentes espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar.......................
90
Tabela 13 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos peixes de
diferentes espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar.......................
95
Tabela 14 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nas caças de
diferentes espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar.......................
100
Tabela 15 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nas caças de
diferentes espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar.......................
105
Tabela 16 Comparação entre a TIS de MeHg pelo consumo de batata doce (I.
batatas) e dos peixes e caças analisados e as diferentes doses de
referência (PTWI), por aldeia.......................................................................
111
Tabela 17 Quociente de risco (QR) proveniente da ingestão de MeHg pelo consumo
dos alimentos analisados, baseando-se nas taxas de PTWI sugeridas pelo
JECFA (2014), EFSA (2015) e US EPA (2001)...........................................
113
LISTA DE QUADROS
Quadro 1 Valores de referência e valores encontrados para material certificado de
referência, e percentuais de recuperação de Hg-T e MeHg para as
diferentes matrizes........................................................................................ 57
Quadro 2 Consumo médio semanal (kg) estimado por aldeia para a batata doce
(I. batatas), peixes e caças analisados, por pessoa........................................ 108
Quadro 3 Quantidade (kg) e proporção percentual (%) do consumo estimado por
hábito alimentar dos peixes e caças analisados, por aldeia........................... 110
LISTA DE SÍMBOLOS E ABREVIATURAS
- Sinal negativo
% Percentagem
< Menor que
> Maior que
± Mais ou menos
≤ Menor ou igual
µg Micrograma
AM Estado do Amazonas
ANVISA Agência Nacional de Vigilância Sanitária
AP Estado do Amapá
ATSDR Agency for Toxic Substances & Disease Registry
CAAE Certificado de Apresentação para Apreciação Ética
CBa Método de Correção de Vício Acelerado
Cd Cádmio
CEP Comitê de Ética em Pesquisas
Cm Centímetro
cm2 Centímetro quadrado
CONAB Companhia Nacional de Abastecimento
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
Cr Cromo
CS Consumo do alimento em quilogramas por semana
Cu Cobre
DECOM Departamento de Comunicação do Governo de Rondônia
DNA Ácido Desoxirribonucléico
DP Desvio Padrão da amostra
e- x10-
EFSA European Food Satefy Authority
EMATER Empresa Estadual de Assistência Técnica e Extensão Rural - Rondônia
Eq. Equação
et al Mais que dois autores
FAO Food and Agriculture Organization of the United Nations
Fe Ferro
Fig. Figura
FUNAI Fundação Nacional do Índio
G Grama
GNU General Public License
h Hora
ha Hectare
H2O2 Peróxido de hidrogênio
H2SO4 Ácido sulfúrico
HCl Ácido clorídrico
Hg Mercúrio
Hg0 Mercúrio elementar
Hg2+ Íon mercúrico
Hg22+ Íon mercuroso
Hg-T Mercúrio Total
HNO3 Ácido nítrico
IAEA International Atomic Energy Agency
IARC International Agency for Research on Cancer
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IC Intervalo de Confiança da média
ICMBio Instituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade
IPCS International Programme on Chemical Safety
JECFA Joint FAO Expert Committee on Food Additives
km Quilômetro
km2 Quilômetros quadrado
KMnO4 Permanganato de potássio
LDT Limite de detecção da técnica analítica
m Metro
m/v Massa dividida pelo volume
MAPA Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
Máx Valor máximo
MeHg Metilmercúrio
MeHg/Hg-T Proporção de metilmercúrio no total de mercúrio inorgânico na amostra
mg Miligrama
min Minuto
Mín Valor mínimo
mL Mililitro
Mn Manganês
MS Ministério da Saúde
MT Estado do Mato Grosso
N Número amostral
ng Nanograma
NH2OHHCl Hidroxilamina
oC Grau Celsius
p Erro padrão da média
PA Estado do Pará
PAC Programa de Aceleração do Crescimento
Pb Chumbo
Pc Peso corpóreo
PCH Pequena Central Hidrelétrica
pH Potencial hidrogeniônico
PIB Produto Interno Bruto
PTWI Provisional Tolerable Weekly Intake
PVC Policloreto de vinila
QR Quociente de Risco
RfD Dose de refência
RO Estado de Rondônia
Se Selênio
Se2- Selenito
SEAGRI Secretaria de Estado da Agricultura de Rondônia
SEDAM Secretaria de Desenvolvimento Ambiental
Se-Hg Complexo de ligação entre selênio e mercúrio
SESAI Secretaria Especial de Saúde Indígena
-SH Grupo sulfidrila
Tab. Tabela
TCLE Termo de Consentimento Livre e Esclarecido
TI Terra Indígena
TIS Taxa de Ingestão Semanal
TPI Terra Preta de Índio
UHE Usina Hidrelétrica
UNEP United Nation Environment Programme
US EPA US Environmental Protection Agency
VU Vulnerável
WHO World Health Orgnization
XX 20 em número romano
Zn Zinco
μm Micrômetro
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO.................................................................................................. 16
2 REFERENCIAL TEÓRICO............................................................................. 18
2.1 O processo de desenvolvimento da Amazônia brasileira................................ 18
2.2 Principais atividades econômicas na Amazônia e suas consequências.......... 19
2.2.1 A pecuária............................................................................................................ 19
2.2.2 A monocultura da Soja......................................................................................... 20
2.2.3 A mineração..................................................... ................................................... 23
2.2.4 A produção de energia elétrica............................................. ............................... 24
2.3 Exposição ao mercúrio na Amazônia brasileira.............................................. 26
2.3.1 Ciclo biogeoquímico do mercúrio........................................................................ 27
2.4 Relação entre o mercúrio e a saúde humana................................................... 32
2.4.1 Risco à saúde pela exposição ao metilmercúrio (MeHg)..................................... 36
2.4.2 Análise do risco à saúde pela taxa de ingestão de metilmercúrio (MeHg).......... 38
2.5 Exposição de indígenas amazônicos a metais pesados.................................... 40
2.5.1 Terra Indígena Rio Branco e a possibilidade de exposição ao mercúrio............. 41
3 OBJETIVOS....................................................................................................... 47
3.1 Objetivo geral..................................................................................................... 47
3.2 Objetivos específicos.......................................................................................... 48
4 MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................. 48
4.1 Autorizações para o estudo............................................................................... 48
4.2 Descrição da área de estudo.............................................................................. 49
4.3 Coleta de amostras............................................................................................. 54
4.3.1 Peixes................................................................................................................... 54
4.3.2 Caças.................................................................................................................... 54
4.3.3 Vegetais................................................................................................................ 55
4.3.4 Solos..................................................................................................................... 55
4.3.5 Acondicionamento e transporte das amostras...................................................... 56
4.4 Controle de qualidade analítico........................................................................ 56
4.5 Análise de mercúrio total (Hg-T)...................................................................... 57
4.5.1 Preparação e digestão química das amostras de peixes e caças........................... 57
4.5.2 Preparação e digestão química das amostras de vegetais..................................... 57
4.5.3 Preparação e digestão química das amostras de solos.......................................... 58
4.5.4 Quantificação de Hg-T......................................................................................... 58
4.6 Análise de metilmercúrio (MeHg).................................................................... 59
4.6.1 Preparação e digestão química das amostras....................................................... 59
4.6.2 Quantificação de MeHg....................................................................................... 59
4.7 Estimativa do risco à saúde pela ingestão de alimentos contendo MeHg..... 60
4.7.1 Consumo médio semanal dos alimentos analisados............................................. 60
4.7.2 Taxa de ingestão semanal (TIS) de metilmercúrio (MeHg)................................. 60
4.7.3 Quociente de risco (QR)....................................................................................... 61
4.8 Análise estatística............................................................................................... 61
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO....................................................................... 62
5.1 Análises dos solos das plantações coletados em épocas de seca e chuvas...... 62
5.1.1 Teores de Hg-T nos solos..................................................................................... 62
5.1.2 Teores de MeHg nos solos................................................................................... 72
5.1.3 Razões MeHg/Hg-T nos solos............................................................................. 78
5.2 Análises dos vegetais coletados em épocas de seca e chuvas.......................... 80
5.2.1 Teores de Hg-T nos vegetais................................................................................ 80
5.2.2 Teores de MeHg nos vegetais.............................................................................. 85
5.3 Análises dos tecidos musculares dos peixes..................................................... 89
5.3.1 Teores de Hg-T nos peixes................................................................................... 89
5.3.2 Teores de MeHg e Razões MeHg/Hg-T nos peixes............................................. 94
5.4 Análises dos tecidos musculares das caças....................................................... 99
5.4.1 Teores de Hg-T nas caças..................................................................................... 99
5.4.2 Teores de MeHg e Razões MeHg/Hg-T nas caças............................................... 105
5.5 Risco à saúde pela ingestão de alimentos contendo MeHg............................. 108
5.5.1 Consumo médio semanal estimado nas aldeias.................................................... 108
5.5.2 Taxa de Ingestão Semanal (TIS) de MeHg.......................................................... 110
5.5.3 Quociente de risco (QR)....................................................................................... 113
6 CONCLUSÃO.................................................................................................... 117
RECOMENDAÇÕES...................................................................................................... 118
REFERÊNCIAS......................................................... ..................................................... 118
APÊNDICE A - TERMO DE CONSENTIMENTO LIVRE E ESCLARECIDO..... 137
APÊNDICE B - QUESTIONÁRIO PARA ESTIMATIVA DE CONSUMO............ 139
ANEXO 1- AUTORIZAÇÃO DO ICMBio................................................................... 141
ANEXO 2 - AUTORIZAÇÃO DA FUNAI.................................................................... 161
ANEXO 3 - AUTORIZAÇÃO DOS REPRESENTANTES INDÍGENAS................. 162
ANEXO 4 – AUTORIZAÇÃO DO CEP........................................................................ 163
16
1 INTRODUÇÃO
O processo de desenvolvimento da Amazônia brasileira em um primeiro momento foi
impulsionado pela extração de látex, madeira e cacau, seguido da mineração de ouro e mais
tarde da produção de café e criação de gado de corte (DOMINGUES; BERMANN, 2012). Ao
mesmo tempo em que algumas dessas atividades promoveram o crescimento populacional e
econômico trouxeram consigo alguns problemas de cunho ambiental que permeiam a região até
os dias atuais, entre os quais a contaminação dos solos, rios e peixes dessa região do país por
mercúrio (Hg) (MCKEYA et al., 2010; KIM et al., 2012; BASTOS et al., 2016).
O represamento dos rios da Amazônia para a geração de energia elétrica também foi
relatado (PALERMO et al., 2004; MILHOMEM FILHO et al., 2016) como fator contribuinte
para a presença de mercúrio orgânico nos rios e peixes amazônicos, composto químico esse
com efeito neurotóxico e que pode com o tempo causar danos irreversíveis ao sistema nervoso
central da população exposta a ele.
A literatura apresenta vários estudos que comprovaram a presença de mercúrio na região
Amazônica em níveis acima dos preconizados pelas legislações pertinentes, principalmente em
áreas sobre influência da mineração de ouro (MIRANDA, 2010; BASTOS et al., 2015) ou
conforme explicaram Fearnside (2014), Pestana et al. (2016) e Carvalho (2016), também a
jusante de barragens de hidrelétricas aumentando os níveis de mercúrio orgânico nos
ecossistemas aquáticos podendo causar graves problemas a médio e longo prazo à saúde da
população.
Os agravos à saúde decorrentes de contato ou ingestão de elevadas concentrações de
mercúrio são potencializados quando se trata da população indígena que vive em aldeias ao
entorno dos rios e por isso tem maior exposição ao mercúrio inorgânico e ao metilmercúrio
(MeHg). Isso porque esses indígenas tem o pescado como a principal fonte de proteína
(SANTOS et al., 2003; BASTOS et al., 2007).
Não obstante, os povos indígenas amazônicos ainda têm o hábito de se alimentar com
carne de caça, que embora não existir estudos que tivessem avaliado a presença de metais
pesados em animais silvestres consumidos em aldeias indígenas brasileiras, dependendo do
quanto está contaminado o ambiente a carne desses animais também pode apresentar níveis
elevados de Hg, uma vez que algumas espécies de caça estão expostas a condições ambientais
semelhantes às dos peixes – se alimentam de peixes e frutos e têm contato com o solo e/ou
sedimento do rio, como é o caso dos jacarés e algumas espécies de quelônios, a exemplo desses
as tartarugas e os tracajás.
17
Diante da premissa de que muitos defensivos e fertilizantes agrícolas trazem em sua
constituição alguns metais pesados (MALEKI; ZARASVAND, 2008), assim como de que os
desmatamentos e a queima da vegetação primária para o preparo das plantações contribuem
para o aumento dos níveis de mercúrio na região ao seu entorno (TUZEN et al., 2009), torna-se
interessante dosar mercúrio total e metilmercúrio em componentes bióticos e abióticos da Terra
Indígena Rio Branco (TI Rio Branco). Isso porque, a mesma fica localizada nas proximidades
dos municípios de São Miguel do Guaporé, São Francisco do Guaporé, Alta Floresta do Oeste,
Alto Alegre dos Parecis, Nova Brasilândia e Costa Marques, considerada atualmente pela
Secretaria de Estado da Agricultura (SEAGRI-RO, 2017a) a nova fronteira agrícola do estado.
Segundo a Secretaria de Estado da Agricultura de Rondônia (SEAGRI-RO, 2017a), com
33 mil hectares de soja plantada e média de 60 a 70 sacos colhidos por hectare, o plantio dessa
commoditie avança na região do Vale do Guaporé e sinaliza como mais uma alternativa ao setor
produtivo. Foram destacados também os municípios de São Miguel do Guaporé e Alta Floresta
do Oeste, na Zona da Mata e que assumem respectivamente a segunda e terceira colocação
como maiores produtores de café conillon de Rondônia.
Além de estar próxima a uma região com constantes desmatamentos e queimadas da
vegetação primária para a produção de soja e outras culturas agrícolas, a Terra Indígena (TI)
Rio Branco está ainda sob influência de 7 PCHs (Pequenas Centrais Hidrelétricas), as quais
estão instaladas na bacia hidrográfica do Rio Branco e que pelo o que informaram Prado (2013)
e Furlan (2016), quando abrem suas comportas despejam para esse rio parte da água represada,
podendo aumentar os níveis de mercúrio nos peixes e animais silvestres aquáticos, amplamente
consumidos pelos indígenas que ali residem. Essa suposição foi levantada, pois, segundo
Kasper et al. (2012) e Pestana et al. (2016) o represamento dos rios para o estabelecimento de
reservatórios hidrelétricos provoca alterações das características físico-químicas da coluna
d’água, favorecendo o processo de metilação do mercúrio.
Apesar da existência desses fatores, ainda não se tem relatos de estudos que tivessem
investigado a exposição da etnia indígena Tupari ao mercúrio ou qualquer outro metal pesado,
ou mesmo pesquisas desse gênero nessa região do estado. Aliás, são pouquíssimos os trabalhos
dedicados a investigar a contaminação por mercúrio em regiões do estado de Rondônia sem
influência de garimpos de ouro, se concentrando a maioria das investigações científicas na
região do Rio Madeira, em Porto Velho.
Através da dosagem de mercúrio total (Hg-T) e metilmercúrio (MeHg) em solos, peixes,
carne de caça e vegetais consumidos pelos indígenas da etnia Tupari residentes nas aldeias
Serrinha, Trindade e Nazaré, localizadas na área central da TI Rio Branco, bem como pela
18
avaliação do risco à saúde dessas populações através do cálculo das taxas de ingestão de MeHg,
essa pesquisa contribuirá com informações a respeito da exposição desses indígenas ao
mercúrio, além de abordar um tema de fundamental importância para a compreensão do
comportamento desse elemento no estado de Rondônia, pois permitirá um diagnóstico sobre a
presença do Hg em uma área sem influência de garimpos de ouro, mas que está situada nas
proximidades de grandes áreas previamente desmatadas e que continuamente são submetidas a
queimadas para a plantio de soja e outras culturas, assim como sob influência de PCHs.
2 REFERENCIAL TEÓRICO
2.1 O processo de desenvolvimento da Amazônia brasileira
A Amazônia brasileira vivenciou nos últimos 50-60 anos o aumento do seu contingente
populacional, o que refletiu na expansão socioespacial da região (CÔRREA; HAGE, 2011). No
tocante ao processo de explosão demográfica e econômica da Amazônia brasileira, dois
aspectos devem ser registrados.
O primeiro aspecto se trata de uma iniciativa do regime militar instaurado no Brasil nas
décadas de 1960 e 1970, que através de grandes projetos para região alavancou,
desordenadamente, a ocupação socioespacial e a urbanização na região (DOMINGUES;
BERMANN, 2012), pensando ser o processo imigratório uma ferramenta importante nesse
processo de desenvolvimento e modernização. O segundo aspecto que merece ser
problematizado diz respeito as formas com que os detentores do capital utilizaram do terreno
ambiental, sociocultural, produtivo e territorial com a expectativa de promover o
desenvolvimento econômico da Amazônia (MCKEYA et al., 2010). A trajetória do histórico
de desenvolvimento da Amazônia brasileira pode ainda ser discutida sob dois recortes
temporais distintos, a saber: antes e depois da década de 1980 (SAMPAIO et al., 2007).
No primeiro recorte temporal os reflexos da expansão do capital nessa região do país
estão relacionados a um processo de desbravamento impulsionado e fomentado pelo Estado,
com a abertura de estradas e projetos de colonização oficiais (PRATES; BACHA, 2011). No
segundo recorte e de acordo com Domingues e Bermann (2012), o processo de desenvolvimento
ganhou caráter espontâneo instigado pela lógica da valorização econômica do território e da
maximização dos resultados privados da exploração dos recursos naturais, especialmente pelas
atividades madeireira, pecuária, mineração, empreendimentos hidrelétricos e mais
19
recentemente a produção agrícola em grande escala com a chegada da soja à região nos anos
2000.
2.2 Principais atividades econômicas na Amazônia e suas consequências
Na perspectiva de uma análise desses dois aspectos que merecem ser considerados no
que diz respeito ao processo de explosão demográfica e econômica da Amazônia brasileira,
vale discorrer sobre a pecuária, mineração e complexos hidrelétricos, bem como sobre a
produção agrícola, todas com expressiva contribuição para o processo de desenvolvimento
econômico da região, porém, de acordo com a literatura com perceptíveis reflexos ambientais,
com destaque para a contaminação de algumas regiões amazônicas por mercúrio.
2.2.1 A pecuária
Segundo Aguiar et al. (2010) a pecuária tem seu espaço geográfico garantido há
aproximadamente 40 anos na Amazônia brasileira, com expectativas de aumento. Os autores
acrecentaram que os números de produção e exportações de carne bovina produzida na
Amazônia permitem considerar a pecuária como uma das mais importantes atividades para o
desenvolvimento dessa região. Estima-se que a produção total de carne a partir de gado da
Amazônia ficou em torno de 2,8 milhões de toneladas em 2005, época em que a pecuária
expandiu nessa região do país, tendo um aumento da participação nas exportações de carne
brasileiras entre 2000 e 2006 na ordem de 6 % para 22 % do total, respectivamente.
No entanto, entre 1990 e 2006 foram desmatados 30,6 milhões de hectares na região
conforme estimativas do Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais. Descontando desta área 5,3
milhões de hectares destinados à agricultura e reflorestamento, estima-se que aproximadamente
25,3 milhões de hectares foram potencialmente ocupados por pastos nesse período
(DOMINGUES; BERMANN, 2012).
Não obstante aos impactos ambientais, a pecuária também registra algumas
consequências no âmbito social. De acordo com Herrera (2012) a pecuária extensiva na
Amazônia é desenvolvida com baixa contratação de trabalho formal, o que implica em baixos
salários aos trabalhadores, fazendo dessa atividade uma prática expansiva do capital com baixos
custos, garantindo a posse de grandes porções de terras.
Esses motivos entre outros podem ter levado Côrrea e Hage (2011) comentarem que a
exploração da pecuária de forma extensiva como é feita atualmente na região Amazônica deve
20
ser reavaliada. Domingues e Bermann et al. (2012) corroboraram com Aguiar et al. (2010) e
também com Rivero et al. (2009) ao acrescentarem que a pecuária é a principal causa dos
desmatamentos da Amazônia. Côrrea e Hage (2011) foram mais rigorosos quando disseram que
a extração e exploração madeireira e a pecuária extensiva preparam o palco para a produção de
soja em larga escala na Amazônia, atividade essa que também implica em significativos
reflexos ambientais.
De acordo com o último levantamento realizado pela Empresa Estadual de Assistência
Técnica e Extensão Rural do estado de Rondônia (EMATER-RO, 2016), o rebanho bovino no
estado chegou a 13,2 milhões de cabeças no primeiro semestre de 2016, sem crescimento
significativo quando comparado com 2015, porém, em comparação com 2014 quando
Rondônia possuía cerca de 12,75 milhões de animais teve uma alta em média de 3,5 %.
Com o abate em 2015 de aproximadamente 2,1 milhões de animais, 561 mil toneladas
de carne foram produzidas. Com esses números Rondônia é o oitavo maior produtor de carne
bovina do país e assume a quinta colocação como exportador, representando juntamente com a
soja 90 % de tudo o que é exportado pelo estado, gerando receitas na ordem de 220 milhões de
dólares com exportações para a Venezuela, Rússia, Hong Kong, Irã, Palestina e Israel, com
expectativa de que em breve embarque carne bovina in natura para os Estados Unidos.
2.2.2 A monocultura da Soja
Na década de 2000 a soja chegava à Amazônia, mas com uma área cultivada na ordem
de 73 mil hectares se caracterizava insignificante em relação ao restante do país (SOUZA et al.,
2010). Dessa área, o estado do Pará abrangia na época apenas 1,2 mil hectares tendo alcançado
cinco anos mais tarde 68 mil hectares, com uma produtividade média de 3 ton/ha (SAGRI-PA,
2007), se tornando o maior produtor da região Amazônica.
No que concerne à expansão da soja na Amazônia brasileira, a área de plantação dessa
cultura nos estados de Roraima, Rondônia, Amazonas, Pará e Tocantins aumentou em 121% na
safra de 2012/2013 em comparação à safra anterior (GREENPEACE, 2014), com destaque para
o estado de Rondônia que vivencia uma expansão na produção dessa commoditie desde 2005,
quando produziu 75 mil toneladas.
Segundo o Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2008) a cultura da soja
no estado de Rondônia, em particular, ocupava em 2008 aproximadamente 100 mil hectares se
estendendo pela região sul do estado chamada de Cone Sul de Rondônia, compreendendo
21
principalmente os municípios de Vilhena (40 %), Cerejeiras (18 %), Corumbiara (13 %),
Chupinguaia (9 %), Pimenteiras do Oeste (8 %) e Cabixi (7 %) (IBGE, 2008).
Um levantamento feito no estado de Rondônia pelo IBGE em conjunto com a
Companhia Nacional de Abastecimento (CONAB) e publicado pela Secretaria de Estado da
Agricultura (SEAGRI-RO, 2017b) apontou que em 2013 foram produzidas 566 mil toneladas
de soja em 177 mil hectares de terra amazônica. Na safra de 2014/2015, Rondônia havia
produzido 613 mil toneladas em 191 mil hectares. Na safra 2016/2017 já foram 289 mil hectares
de área plantada e 908,3 mil toneladas do grão – um aumento na ordem de 48 % em relação à
safra 2014/2015. Mais expressivo ainda foi o aumento observado entre as safras de 2004/2005
e 2016/2017 (>1000 %), o que demonstra a importância econômica da atividade para o estado.
Ainda de acordo com o relatório publicado pela Seagri-RO (2017b), perdendo apenas para a
carne bovina, a soja é o segundo produto mais exportado pelo estado, tendo movimentado mais
de R$ 862,6 milhões de janeiro a maio de 2017.
Esses números colocam Rondônia na terceira posição do ranking dos maiores
produtores de soja do Norte brasileiro da atualidade e a soja como a maior e principal cultura
anual, superando o café na representação do Produto Interno Bruto (PIB). Isso se deu,
principalmente, devido à expansão da produção para outras regiões do estado, compreendendo
os municípios de Alto Alegre dos Parecis, São Miguel do Guaporé, São Francisco do Guaporé,
Alta Floresta do Oeste, Nova Brasilândia e Costa Marques, considerada segundo dados do
Departamento de Comunicação do Governo de Rondônia a nova fronteira agrícola do estado,
com grandes fazendas produtoras de soja, somando mais de 15 mil hectares de lavouras
cultivadas ao longo da rodovia BR 429 (DECOM-RO, 2017).
Brandão (2005) apontou a expansão da soja na região Amazônica como uma
consequência econômica positiva, pois, leva ao aumento do preço da terra. Em contrapartida,
no âmbito social Correa e Ramos (2010) e Pinho et al. (2012) acrescentaram que a soja é o grão
que emprega menos trabalhadores por área plantada e assim como a pecuária, muitos sem
registro formal.
Os resultados de Costa et al. (2007) mostraram que a substituição da floresta amazônica
pela pecuária seguida do plantio da soja, ou diretamente para a produção da soja leva a várias
alterações climáticas, inclusive, ocasionando uma redução de preciptação pluvial na região, se
comparada com a substituição da floresta por áreas de pastagem. Berbet e Costa (2003) e
Randow et al. (2004) também constataram alterações climáticas depois do desmatamento para
a produção de soja, refletindo, significativamente, segundo esses autores, na redução do volume
de chuvas nas regiões que estudaram.
22
O problema do desmatamento vai além da redução da precipitação pluvial, pois, de
acordo com Brunke et al. (2001) e Sigler et al. (2003), concomitantemente ao desmatamento da
floresta vêm as queimadas, gerando grandes quantidades de biomassa. Uma pesquisa (PÉREZ,
2013) da Universidade Estadual de Campinas alertou que o desmatamento provocado por
queimadas na região amazônica brasileira pode gerar a médio e longo prazo um agravante ainda
desconhecido, pois, além da destruição do bioma, as queimadas na região provocam elevadas
emissões de mercúrio na atmosfera. Isso porque (MICHELAZZO et al., 2010), as florestas têm
papel imprescindível na remoção do mercúrio (proveniente tanto de fontes naturais como
antrópicas) da atmosfera, já que (REA et al., 2002) as partículas de mercúrio presentes no ar
podem ser retidas na copa das árvores, sendo a outra parte incorporada pelas folhas por meio
de troca gasosa com o ambiente.
Quase duas décadas antes dos achados de Pérez (2013) Veiga et al. (1994) já haviam
alarmado sobre a possibilidade de poluição dos ecossistemas aquáticos e terrestres por mercúrio
em função dos desmatamentos, seguidos de queimadas. Daí, com a queima da floresta o
mercúrio contido no solo e na vegetação é emitido de volta para a atmosfera (FRIEDLI et al.,
2009). Uma vez lançado na atmosfera, o mercúrio pode voltar para o solo ou para os corpos
hídricos (GRIGAL, 2003).
De acordo com Ebinghaus et al. (2007) nos rios, lagos e oceanos o mercúrio inorgânico
liberado pelas queimadas sofre metilação passando a metilmercúrio que ao ser incorporado na
cadeia alimentar aumenta os riscos de contaminação em várias grandezas se tornando,
sobretudo, uma ameaça para as populações ribeirinhas que encontram nos peixes a sua principal
fonte protéica.
Não bastassem as consequências de ordens social e climáticas decorrentes da produção
da soja apontadas pelos autores supramencionados, alguns importantes estudos (MORTVEDT,
1996; RODELLA; ALCARDE, 2001, MCKEYA et al., 2010) associaram a soja com a
contaminação dos rios, solos e de alimentos vegetais por defensivos agrícolas e fertilizantes,
podendo implicar em sérios problemas ambientais e de saúde à população.
A preocupação com relação ao uso de defensivos agrícolas e fertilizantes é aumentada
devido esses produtos serem constituídos de inúmeras substâncias químicas com elevada
toxidade aos organismos vivos, entre as quais metais pesados (SILVA, 2009).
Segundo o Manual para o consumo sustentável do Ministério do Meio Ambiente (2002)
citado por Franz e Link (2011), os defensivos agrícolas em geral contêm metais pesados como
o chumbo, cádmio e mercúrio, que não são essenciais e se acumulam nos tecidos musculares
dos seres vivos.
23
Além de contaminar o solo, rios e peixes, os alimentos vegetais também podem ser
contaminados por mercúrio, já que segundo Sas-Nowosielska et al. (2008) as raízes das plantas
também podem fornecer superfícies para absorção ou precipitação de contaminantes metálicos,
situação agravada para os tubérculos como mandioca, inhame, batata doce e cará, por serem
raízes e rizomas utilizados na alimentação humana.
Por esse motivo, os defensivos agrícolas além de cumprirem o papel de proteger as
culturas agrícolas das pragas, doenças e plantas daninhas podem oferecer riscos à saúde humana
e ao ambiente. De acordo com Rodella e Alcarde (2001), o uso frequente e muitas vezes
incorreto de defensivos agrícolas pode causar a contaminação dos solos, da atmosfera, das
águas superficiais e subterrâneas, assim como dos alimentos apresentando, consequentemente,
efeitos negativos em organismos terrestres e aquáticos, intoxicação humana pelo consumo de
alimentos contaminados, assim como o risco de intoxicação ocupacional de trabalhadores e
produtores rurais.
Na década de 1990 já eram informados os prejuízos à saúde humana por exposição ou
ingestão de alimentos contaminados com defensivos agrícolas. Segundo Silva (2009) em 1993
já somavam no mundo cerca de três milhões de intoxicações agudas e 220 mil mortes por ano.
O mesmo autor alertou que a intoxicação por contato direto ou pela ingestão de alimentos
contendo elevadas concentrações de defensivos agrícolas pode desencadear juntamente com
outros fatores várias doenças entre elas o câncer (IARC, 2002), principalmente, devido os
defensivos agrícolas conterem metais pesados em sua formulação.
2.2.3 A mineração
Em 1973 a economia nacional se encontrava estagnada devido a crise do petróleo. Foi
quando, segundo Cardoso e Muller (2008) o capital nacional e internacional se materializou na
forma de grandes projetos mineradores. Com apoio do Governo brasileiro através de políticas
de incentivo à mineração, esses projetos começaram a se instalar culminando na entrada de
grandes empresas mineradoras na Amazônia, motivados pela reestruturação produtiva da
região.
Diante deste cenário, conforme explicou Homma (2005) foi esse o momento propício
para empresas estatais associarem-se ao capital nacional e internacional e desenvolverem
grandes projetos voltados para o setor mínero-metalúrgico na Amazônia. Isso porque, essa
região do país é grande produtora de vários bens minerais, como o ferro, cobre, níquel e ouro,
caulim e cassiterita.
24
Grandes empreendimentos floresceram no território amazônico ao longo da segunda
metade do século XX, tais como: a lavra de manganês da Serra do Navio (AP); de bauxita do
Trombetas, Paragominas e Juruti (PA); de estanho de Pitinga (AM) e de Ariquemes (RO); de
ferro, manganês, cobre e níquel de Carajás (PA); de caulim da bacia do Rio Capim (PA); de
alumina e alumínio de Barcarena (PA) (ROULET et al., 1998). A mineração para extração de
ouro e diamante também teve seu ápice nas décadas de 80 e 90 do século passado, com destaque
para os estados do Amazonas, Pará e Rondônia (ROMÁN-DAÑOBEYTIA et al., 2015).
Apesar de a mineração na Amazônia ter criado boas oportunidades para a interiorização
do desenvolvimento, essa atividade em si não assegurou que o desenvolvimento sustentável
local ou regional ocorresse automaticamente, pois isso requeria políticas e fiscalização
adequadas e suficientes.
O volume de capital estatal e capital privado nacional e internacional investido no setor
mineral durante o processo de desenvolvimento da Amazônia poderia ter levado à promoção
de melhorias para essa região do país. Entretanto, conforme comentado por Aguiar et al. (2010),
acompanhados dos reflexos econômicos positivos decorrentes da mineração na Amazônia
vieram os impactos sociais e ambientais.
A extração e beneficiamento de cassiterita ou minério de estanho nos estados do
Amazonas e Rondônia e de petróleo e gás natural no estado do Amazonas, bem como de ouro
no Pará e em Rondônia responde pelos impactos ambientais mais significativos causados por
esse tipo de atividade na Amazônia brasileira (SUMMERS et al., 2004), principalmente, em
função de promover a contaminação dos ambientes aquáticos e dos animais que ali vivem ou
se utilizam por diversos metais pesados, com ênfase para o mercúrio (Hg), o mais tóxico do
grupo dos metais pesados, pois, está relacionado a diversas doenças neurológicas (BASTOS et
al., 2004).
2.2.4 A produção de energia elétrica
O Plano Nacional de Energia 2030 (BRASIL, 2007) aponta a Amazônia como o maior
potencial hidrelétrico brasileiro. Prova disso várias das usinas com maior capacidade de
produção energética estão instaladas nessa região do país.
Em operação, as usinas Balbina (AM); Samuel (RO); Coaracy Nunes (AP); Curuá-Uma
(PA); Guaporé (MT) atendem a demanda de mais de 30 MW. Nascimento (2013) colocou que
a Belo Monte no Pará e Santo Antônio e Jirau em Rondônia são as principais usinas incluídas
no Programa de Aceleração do Crescimento (PAC) do Governo Federal e atendem à demanda
25
de aproximadamente 150 milhões de pessoas. Devido à sua vasta disponibilidade hídrica, a
bacia do Rio Madeira é consolidada como uma potente geradora de energia elétrica
(FEARNSIDE, 2014). Por esse motivo alguns dos maiores empreendimentos do setor estão
instalados ao longo dessa bacia hidrográfica.
Segundo Prado (2013) e Furlan (2016) a região oeste do estado de Rondônia também
tem se destacado pelo seu potencial hídrico com 7 PCHs (Pequenas Centrais Hidrelétricas) em
funcionamento e uma em construção conforme informou Furlan (2016), sendo 3 delas
instaladas no município de Alta Floresta do Oeste e nas proximidades da Terra Indígena (TI)
Rio Branco.
A construção de grandes empreendimentos hidrelétricos na Amazônia brasileira tem
sido justificada pelo poder público como indispensável para suprir a demanda energética
brasileira, o que segundo Nascimento (2013) é imprescindível para o desenvolvimento do país.
No entanto, estudos voltados para identificação e mensuração dos impactos desses
empreendimentos tem despertado preocupação devido aos danos causados a biodiversidade da
maior floresta tropical do mundo.
Dentre as consequências do setor ao meio ambiente, citam-se o aumento dos níveis de
metilmercúrio na água dos rios (MILHOMEM FILHO et al., 2016) e também dos peixes
(PALERMO et al., 2004), além dos problemas adicionais como a emissão de gases com efeito
estufa e bloqueio da migração dos peixes pelas barragens (FEARNSIDE, 2014).
Canavan et al. (2000) e Pestana et al. (2016) demonstraram que nas camadas profundas
anóxicas dos reservatórios de UHEs (Usinas Hidrelétricas) há o desenvolvimento de uma água
enriquecida por mercúrio metilado (CH3Hg), e o escoamento desta água pode alterar as
condições da qualidade da água do rio à jusante da barragem, refletindo muitas vezes (KASPER
et al., 2012) em altas concentrações de mercúrio orgânico na cadeia trófica.
A esse respeito Compeau e Bartha (1985) já haviam colocado que a metilação do
mercúrio em rios e também em reservatório de usinas ocorre principalmente por bactérias
anaeróbias sulfato redutoras.
A afirmativa de Compeau e Barta (1985) foi corroborada por Bastos e Malm (2014)
quando explicaram que a construção de barragens provoca transformações nas características
do ambiente aquático como, por exemplo, a alteração na concentração de oxigênio dissolvido
e na distribuição de nutrientes, implicando em aumento das concentrações de fósforo e
nitrogênio e na redução do aporte de oxigênio dissolvido (hipoxia) na água, condições essas
ideais para o metabolismo do grupo microbiano responsável pela metilação do mercúrio.
26
Segundo Miranda et al. (2004), a diminuição da temperatura em reservatórios de usinas
(devido ao aumento da profundidade da coluna d’água) é outro fator que contribui para a melhor
atuação das bactérias redutoras de sulfato e metiladoras, pois, são classificadas como mesófilas
e ao invés de oxigênio utilizam radicais de sulfato para reduzirem, bem como para qualquer
outra reação necessária para a manutenção de suas funções vitais.
Para Domagalski (2001) os fatores que regulam os níveis de metilmercúrio (MeHg) em
reservatórios são principalmente os processos internos, os quais são dependentes do tempo de
residência de água, ou seja, quanto maior o tempo de alagamento maior a possibilidade de
oxidação nos ecossistemas aquáticos e, consequentemente, maior a possibilidade de
transformação do mercúrio inorgânico em orgânico (MeHg). O mesmo autor acrescentou que
o tamanho da área de vegetação alagada pelos reservatórios também exerce considerada
influência para a metilação.
Segundo Colombo et al. (2013) quanto maior a área alagada, maior a disponibilidade de
vegetação coberta e com isso um maior acúmulo de matéria orgânica decorrente da vegetação
encoberta pela água (biomassa), a qual de acordo com Pestana et al. (2016) é decomposta pelas
bactérias sulfato-redutoras e com isso, maior a conversão do mercúrio inorgânico a
metilmercúrio.
Somando-se, portanto, temperatura na casa dos 28-35 oC, hipoxia, grande tempo de
residência da água e boa disponibilização de matéria orgânica tem-se um ambiente com grande
potencial metilador. Kasper et al. (2007) e Kehrig et al. (2009) complementaram que por esses
motivos os peixes são bons indicadores dos níveis de poluição e contaminação de ambientes
aquáticos à jusante de reservatórios, principalmente, aqueles com hábitos alimentares carnívoro
e piscívoro (KASPER et al., 2014), por terem como base na sua alimentação proteína animal e
outros peixes, respectivamente.
2.3 Exposição ao mercúrio na Amazônia brasileira
O termo “metais pesados” ou “metais traço” corresponde a elementos químicos
contaminantes do meio ambiente, com alto potencial de danos à biota podendo atingir os seres
humanos (FU; WANG, 2011). Esses elementos se encontram em pequena quantidade no
ambiente, podendo ser aumentada por fatores naturais ou antropogênicos, este último mais
impactante.
Dos metais pesados, o mercúrio é reportado como o mais representativo quando se trata
de toxidade. É comumente encontrado sob três grupos principais - mercúrio metálico (também
27
conhecido como mercúrio elementar), mercúrio inorgânico e espécies de mercúrio orgânico,
sua forma mais tóxica e em diversos compartimentos da natureza, tais como na crosta terrestre,
na água, na biota e na atmosfera (LACERDA et al., 2007).
Esse metal é capaz de formar espécies químicas estáveis na água podendo atingir
concentrações relativamente altas e tóxicas ao longo da cadeia trófica (MAGARELLI;
FOSTIER, 2005a).
O mercúrio presente no ambiente amazônico possui origens litogênica e antropogênica,
sendo as primeiras relacionadas às fontes geológicas como resíduos de rochas e processo de
intemperismo e erosão do solo, indicando que esse teor natural pode estar relacionado ao
material de origem (KEHRIG et al., 2009).
As fontes antropogênicas estão relacionadas com as atividades humanas, as quais podem
contribuir para níveis elevados desses elementos, comprometendo a qualidade ambiental
(CAMARGO et al., 2001), principalmente, os ecossistemas aquáticos já que são o destino final
de substâncias produzidas e despejadas no meio pelas atividades antropogênicas ou por
processos naturais (KEHRIG et al., 2009) contaminando, portanto, as diversas formas de vida
aquática e em menor escala a terrestre.
2.3.1 Ciclo biogeoquímico do mercúrio
O ciclo biogeoquímico do mercúrio e a sua partição nos diferentes compartimentos
ambientais é um processo complexo, caracterizado pelas várias rotas que pode seguir no
ambiente (RAVICHANDRAN, 2011).
Na atmosfera o Hg se encontra predominantemente como vapor de mercúrio nas formas
elementar ou orgânica (UNEP, 2013), enquanto que no solo e no sedimento dos rios o mercúrio
pode ser absorvido na forma insolúvel e na sequência metilado (MeHg) (BISINOTI; JARDIM,
2004).
Segundo Bisinoti e Jardim (2004) são dois os ciclos de emissão e transporte do mercúrio
no ambiente – o global e o local. No ponto de vista do seu ciclo global, o mercúrio é emitido
para a atmosfera por várias fontes naturais pontuais e difusas sendo então disperso, transportado
e transformado na atmosfera depositando-se no solo, nos vegetais e na água dos rios onde é
armazenado ou redistribuído para os diversos compartimentos bióticos e abióticos
(RAVICHANDRAN, 2011).
A Figura 1 ilustra as fontes naturais e antropogênicas de emissão do mercúrio para o
ambiente.
28
Figura 1 – Ciclo global do mercúrio no ambiente
Fonte: UNEP (2013).
Favorecido pelas fontes antropogênicas o ciclo local do mercúrio depende da metilação
do mercúrio inorgânico. De acordo com Bisinoti e Jardim (2004), ambos os ciclos são
completados pela precipitação, bioconversão, reinteração na atmosfera ou bioacumulação na
cadeia trófica aquática.
O mercúrio metálico quando se combina com elementos como o cloro, enxofre ou
oxigênio nos diversos compartimentos abióticos do ambiente, obtêm-se os compostos de
mercúrio inorgânico também conhecidos como sais de mercúrio (RISHER et al., 2002). Quando
um átomo de mercúrio se liga covalentemente a pelo menos um átomo de carbono, os quais
estão presentes na matéria orgânica depositada nos solos e sedimentos dos rios, origina-se
compostos de mercúrio orgânico como, por exemplo, metilmercúrio e dimetilmercúrio (DART;
SULLIVAN, 2004).
A Figura 2 representa o ciclo local do mercúrio por meio da conversão da sua forma
inorgânica através de bactérias metiladoras, dando origem a mercúrio orgânico (metilmercúrio
e dimetilmercúrio), que podem ser distribuídos para a atmosfera ou para os solos, rios e peixes.
29
Figura 2 – Ciclo local do mercúrio e redistribuição no ambiente
Fonte: Fonte: Rocha (2009).
Segundo Lavoie et al. (2013), o mercúrio orgânico assim como as formas inorgânicas
uma vez presente no ambiente aquático incorpora na fauna ocasionando aos peixes e outros
animais aquáticos os efeitos de bioacumulação (aumento da concentração com a idade do
animal) e de biomagnificação (aumento da concentração ao longo da cadeia trófica), conforme
representado na Figura 3.
Figura 3 – Processos de acúmulo de mercúrio orgânico e inorgânico na fauna aquática
Fonte: Rocha (2009).
30
A atividade de extração de ouro é uma das principais fontes antrópicas da contaminação
global e local por mercúrio na Amazônia e tem sido amplamente reportada na literatura, sendo
o rejeito liberado o principal responsável pela contaminação dos recursos hídricos e da biota
aquática (LACERDA, 1988).
Conforme Santos et al. (2012), o processo de extração artesanal do ouro em Rondônia,
quando as primeiras dragas no Alto Rio Madeira foram estabelecidas propiciou ao mesmo
tempo que crescimento populacional e econômico para o estado, a contaminação dos solos e
águas subterrâneas e superficiais por Hg, e de acordo com Wasserman et al. (2001) e Bastos
et al. (2004) levando a reflexos ambientais imediatos e que permeiam a região até os dias atuais.
O fator de emissão médio de mercúrio total (Hg-T) calculado por Pfeiffer e
Lacerda (1988) nesta atividade para a década de 1980 foi de aproximadamente 1,3 kg de Hg-T
para cada 1,0 kg de ouro produzido, sendo aproximadamente 55 % do Hg-T emitido para a
atmosfera durante a queima do amálgama de Hg-Au e de 30 até 45 % emitido diretamente para
os rios, solos e drenagens da região.
Concentrações extremamente altas de Hg-T foram reportadas no sedimento atmosférico
superficial (poeira de rua). A exemplo disso foram encontradas concentrações de 250μg.g-1
(THORNTON et al., 1992) de Hg0 (gasoso) em poeira de rua coletada em municípios da
Amazônia brasileira onde comercializava-se ouro, representando um fator de enriquecimento
de 100 a 1000 vezes as concentrações médias de Hg-T encontradas em solos próximos.
O mercúrio que aporta nos diferentes compartimentos ambientais pode encontrar-se nas
formas orgânica ou inorgânica (BUENO et al., 2000), sendo a primeira extremamente tóxica
não apenas para o ser humano, mas para toda a biota. Na forma inorgânica pode ser encontrado
sob três diferentes estados de oxidação: o Hg elementar (Hg0) o qual se encontra principalmente
na forma de gás, o íon mercuroso (Hg22+), forma pouco estável em sistemas naturais e o íon
mercúrico (Hg2+). Na forma orgânica, o íon mercúrico apresenta-se ligado covalentemente a
um radical orgânico, sendo o metilmercúrio/MeHg (CH3Hg+) e o dimetilmercúrio ((CH3)2Hg)
os mais comuns (HORVAT, 1996).
Pestana et al. (2016) corroboraram com o que disseram Bastos et al. (2004) e Horvat
(1996), ao colocarem que o processo de acumulação do MeHg em peixes apresenta interesse
particular, posto que nesta forma química orgânica ele é muito mais tóxico do que na forma
inorgânica.
Segundo Achá et al. (2010), o MeHg formado no ambiente aquático é rapidamente
absorvido pelos peixes e outros animais aquáticos, onde as maiores concentrações ocorrem nos
31
carnívoros por estarem no topo da cadeia trófica, já que este metal apresenta grande capacidade
de se bioacumular e biomagnificar ao longo dos níveis tróficos (POSTE et al., 2015).
O lançamento de defensivos agrícolas e fertilizantes químicos utilizados na agricultura
com o intuito de aumentar a produtividade também pode ter representativa contribuição para a
presença de metais pesados na região Amazônica (FRANZ; LINK, 2011), principalmente, no
estado do Pará, na região do Cone Sul de Rondônia e mais recentemente na região oeste desse
estado, a qual apresenta notória expansão agrícola nos últimos cinco anos, com destaque para
a cultura da soja, contemplando entre os seus municípios Alta Floresta do Oeste (SEAGRI-RO,
2017a).
De acordo com Mailman e Bodaly (2005), as queimadas para o preparo das áreas de
plantação também são reportadas como contribuintes para o aumento de Hg em regiões
próximas. Em uma recente publicação Carvalho et al. (2017) demonstraram anseio com relação
ao uso em defensivos agrícolas e fertilizantes, embora, segundo os autores o Ministério da
Agricultura, Pecuária e Abastecimento (MAPA) tenha proibido em 1980 o uso de defensivos
agrícolas contendo metilmercúrio, etilmercúrio e outros compostos de alquilmercúrio nesses
produtos. Por outro lado, vale colocar que alguns países não restringem o uso de
organomercuriais para a produção de defensivos e fertilizantes químicos, os quais podem
chegar ao Brasil clandestinamente devido aos preços mais baixos do que os praticados no país
(SILVA, 2009; CARVALHO et al., 2017).
Segundo Yale e Oliveira (1998), os metais estão naturalmente presentes no meio aquático
em decorrência dos processos biogeoquímicos e intemperismo. No entanto, para Coimbra et al.
(2013) a alteração dos níveis considerados normais desses metais no meio ambiente pode estar
associada à ocupação desordenada ocasionada pelo crescimento urbano e industrial,
acarretando uma carga de poluentes químicos aos organismos aquáticos.
Com o mesmo raciocínio de Yale e Oliveira (1998) e Coimbra et al. (2013) também
acreditam que os metais pesados estejam naturalmente presentes no solo, ou seja, que tenham
origem litogênica. Os autores explicaram que os solos originados de rochas básicas apresentam,
de maneira natural, maiores teores de metais pesados quando comparados com outros formados
sobre granitos, gnaisses, arenitos mais sedimentos terciários.
Para Roulet et al. (1998), a presença de elevados níveis de mercúrio não seria só
decorrente da sua utilização em garimpos de ouro, mas sim também de ordem natural apesar da
existência de garimpos na região, explicando que caso o mercúrio fosse oriundo de
contaminação pela extração de ouro na região, seria necessário o aumento da atividade em
10 vezes para justificar os altos níveis encontrados no solo, concluindo que o percentual de
32
mercúrio natural no solo seria de 90 %. Repula et al. (2012) apontaram que a maior ou menor
concentração de metais pesados em ambientes aquáticos está relacionada com as propriedades
físico-químicas da água e do leito dos rios, entre as quais, a temperatura, a profundidade da
coluna d’água e a disponibilidade de oxigênio e matéria orgânica.
O desmatamento seguido de queimadas também tem sido apontado como uma das
causas de origem antropogênica que tem contribuído para as altas concentrações de Hg na
Amazônia brasileira. Isso porque, esse procedimento juntamente com as elevadas temperaturas
em função do fogo acaba que culminando na reemissão para a atmosfera do Hg presente na
vegetação e no solo, e se decantando novamente nos solos, o qual num segundo momento é
lixiviado para as águas superficiais durante as fortes e frequentes chuvas nessa região do país
(MAILMAN; BODALY, 2005).
Também há aqueles que vêem os reservatórios de usinas hidrelétricas um contribuinte
para a concentração de mercúrio orgânico pós-barragem (a jusante), já que o represamento
modifica as características físicas e químicas da coluna d’água de maneira a favorecer o
processo de metilação (KASPER et al., 2012; BASTOS; MALM, 2014).
O fato é que o mercúrio, de origem natural do solo ou mesmo antropogêncio circula
entre a atmosfera, litosfera e hidroesfera até sua eventual remoção do sistema por meio da
sedimentação nos corpos hídricos ou aprisonamento em compostos minerais estáveis, atingindo
os compartimentos abióticos (solos, rios) e biota aquática (peixes, quelônios e répteis aquáticos)
e terrestre (animais silvestres, por exemplo), bem como os vegetais podendo atingir o homem
e causar danos irreversíveis à sua saúde.
Na lista com as 20 substâncias mais perigosas publicadas pela Agency for Toxic
Substances & Disease Registry - Agência para Substâncias Tóxicas e Registro de Doenças dos
Estados Unidos, o mercúrio está classificado na terceira colocação (ATSDR, 1999).
2.4 Relação entre o mercúrio e a saúde humana
Embora existam diferentes opiniões sobre a origem do mercúrio presente no ambiente
amazônico, é fato que quando em concentrações elevadas nas formas inorgânica ou
metilada (orgânica), o Hg promove o desequilíbrio dos ecossistemas e sua contaminação,
podendo provocar sérios prejuízos à flora e à fauna aquática e terrestre, bem como à saúde das
pessoas (PASSOS; MERGLER, 2008).
A exposição humana ao Hg pode ocorrer por absorção dérmica, inalação e ingestão
(DART; SULLIVAN, 2004). Segundo Domingues e Bermann (2012) a exposição via absorção
33
pela pele ou por inalação geralmente ocorre no ambiente de trabalho por meio do contato direto
ou por inalação dos vapores de Hg gerados durante a sua queima, situação muito comum nos
garimpos de ouro.
De acordo com Crowe et al. (2017), no organismo o Hg se liga rapidamente ao enxofre
na forma sulfidrila (-SH), designado também por grupo tiol e com isso altera a solubilidade, a
dissociação e a afinidade relativa para os receptores, distribuição e excreção das enzimas e
compostos que contêm esses grupos -SH, entre eles as proteínas, dificultando assim diversas
reações necessárias ao bom funcionamento do organismo.
Essa propriedade de ligação covalente com o grupo tiol permite que o Hg presente no
organismo promova alterações na replicação do DNA (Ácido Desoxirribonucléico) e na síntese
protéica, inibição da polimerização e formação dos microtúbulos, desregulação do sistema
imunológico (ZHANG et al., 2016) e mudança na homeostase do cálcio, este que tem função
importante no processo de contração e descontração muscular, além de promover o aumento da
permeabilidade da barreira hematoencefálica (DRISCOLL et al., 2013).
Meyer e seus colaboradores (2014) relataram que como consequência no organismo, o
Hg provoca a perda de vários elementos importantes para o metabolismo, entre os quais
glutationa peroxidase, superóxido dismutase, catalase e glutationa induzindo, portanto, a perda
na protecção celular.
Para Hsu-Kim et al. (2018), os efeitos biológicos deste metal e seus derivados, com
destaque para o Hg orgânico na forma de MeHg são extremamente variados e engloba desde
efeitos citológicos e reprodutivos (teratogênicos) até mesmo neurológicos.
Obrist et al. (2018) corroboraram com Hsu-Kim et al. (2018) acrescentando que a
possível associação ao processo carcinogênico, bem como os seus efeitos genotóxicos ainda
não estão completamente esclarecidos, muito embora existam inúmeras evidências do efeito
negativo do Hg ao nível do DNA.
Todos esses estudos mencionados são indicadores que privilegiam a integridade da
saúde das populações potencialmente expostas a esse metal pesado, evidenciando os efeitos
biológicos do mesmo. Nesse sentido, uma avaliação geral dos estudos sobre os efeitos
biológicos do mercúrio demonstra que apesar de inúmeras contradições este elemento químico
implica em graves consequências no organismo, por isso o assunto é ainda merecedor de estudo.
Uma vez absorvido no organismo, o mercúrio apresenta-se na forma metálica sendo
rapidamente oxidado ao íon mercúrico (Hg 2+) no sangue e nos tecidos, se fixando às proteínas
e aos glóbulos vermelhos (CROWE et al., 2015), sendo distribuído para todo o organismo e
armazenado no cérebro e nos rins, porém, com baixa taxa de eliminação através dos intestinos
34
grosso e delgado e dos rins em função da sua baixa excreção renal. Em proporção bem menor
o Hg é também eliminado pela saliva, lágrimas e suor (DAVIDSON et al., 2008).
Várias pesquisas sugerem que o selênio (Se), um micronutriente mineral essencial para
os seres vivos e presente em alimentos naturais, principalmente, nos vegetais contribui para a
redução do Hg presente no organismo (ROCHA et al., 2014; LI et al., 2012; LEMIRE et al.,
2010; PINHEIRO et al., 2009; KHAN; WANG, 2009; BROWN; ARTHUR, 2001; DÓREA et
al., 1998; GANTHER et al., 1972). Isso porque o Se é componente de 25 selenoproteínas que
formam com o Hg um complexo Se-Hg, promovendo o estresse oxidativo do MeHg, por
exemplo, reduzindo a taxa desse no organismo e com isso diminuindo a toxidade do mercúrio
(MOZAFFARIAN, 2009; BERRY; RALSTON; 2008; CHEN et al.; 2006).
A dieta, portanto, pode afetar a absorção e a biodisponibilidade do mercúrio no
organismo. Estudos apontam ainda que o consumo de alimentos contendo além de selênio fibras
também teria efeito protetor, reduzindo o acúmulo do Hg nas diferentes formas químicas
(inorgânica ou orgânica) nos tecidos (PASSOS; MERGLER, 2008; CHOI et al., 2008). Entre
esses alimentos citam-se as frutas, a mandioca e, principalmente, a castanha-do-brasil ou
castanha-do-pará, como também é chamada. Assim como esses alimentos os peixes contêm
consideráveis níveis de selênio (TENUTA FILHO et al., 2010; PASSOS et al., 2003).
De um modo geral, essa suposição levantada pelas diferentes pesquisas sobre a redução
da toxidade no organismo em função da interação Se-Hg têm ocorrido, pois, suspeita-se de um
mecanismo onde o MeHg é desmetilado pela ação de espécies reativas de oxigênio gerando
mercúrio inorgânico, o qual se liga ao Se2- (selenito, forma inorgânica do selênio), formando
compostos inertes (PINHEIRO et al., 2009; LEMIRE et al. 2006). Todavia, os estudos que
defendem essa hipótese sugerem que mais pesquisas sejam realizadas em populações maiores
e expostas ao Hg para elucidar a extensão e implicações na saúde pública do uso de frutas,
castanhas e outros alimentos vegetais para neutralizar a ação tóxica do metilmercúrio no
organismo humano (PASSOS et al., 2003).
Uma vez que a principal via de exposição ao MeHg em populações ribeirinhas e
indígenas ocorre pelo consumo de peixes, os quais segundo Dang e Wang (2001) e Cabañero
et al. (2005) também são considerados fonte de selênio, este mineral pode estar contribuindo
para o efeito antagonista aos problemas de saúdes dessas populações em decorrência do
consumo de alimentos contendo MeHg, promovendo então uma detoxicação do organismo
exposto a esse organo metal.
A relação estreita entre o Hg e a saúde das pessoas é dada, principalmente, pelo fato de
mesmo em concentrações reduzidas uma vez lançado num corpo receptor como, por exemplo,
35
em rios, mares e lagoas esse elemento químico sofre o efeito denominado de Amplificação
biológica (BASTOS et al., 2006).
O efeito de Amplificação biológica ocorre em virtude do mercúrio não integrar o ciclo
metabólico dos organismos vivos, sendo neles armazenados e em consequência sua
concentração é extraordinariamente ampliada nos tecidos dos seres vivos que integram a cadeia
alimentar do ecossistema, neste caso os peixes e/ou outros animais que ingerem ou estão em
contato com o sedimento do rio ou se alimentam de peixes e/ou outros animais contaminados
(AKAN et al., 2012).
A bioacumulação e a biomagnificação com o tempo também acontecem no organismo
dos seres humanos mediante o consumo da carne desses animais, ou mesmo outros alimentos
que apresentem elevados níveis de mercúrio. A Figura 4 ilustra a forma como o Hg integra o
meio ambiente e atinge o homem.
Figura 4 – Incorporação do mercúrio no ambiente e no homem
Fonte: Alves (2016).
36
Dentre os metais pesados, o Hg é o elemento que representa maior risco à saúde humana,
particularmente quando inalado sob a forma de vapor (Hg0) ou ingerido na dieta sob a forma de
MeHg. Sua toxicologia, face aos acidentes ocorridos no Japão (1950 – 1960) e Iraque (1970)
entre outros é bem conhecida (KOMYO et al., 1993).
Os efeitos deletérios que o Hg produz, principalmente o orgânico, caracterizam-se por
danos irreversíveis ao sistema nervoso central, atingindo áreas do cerebelo associadas a funções
sensoriais, visuais, auditivas e motoras e, em caso agudo, podendo levar ao coma e à morte
(DATE et al., 2018; DOLBEC et al., 2000).
Por esses motivos, a preocupação quanto ao risco potencial do Hg à saúde humana
ocorre, principalmente, devido quase todo (cerca de 80 a 96 %) do mercúrio presente no peixe
ser metilmercúrio (MeHg), um composto organometálico altamente tóxico (KEHRIG et al.,
2009).
Simultaneamente aos prejuízos que o Hg pode causar à saúde das pessoas está a
preocupação devido ao mesmo não ser degradável e poder se acumular no meio ambiente por
tempo indeterminado, contaminando todo o ecossistema ao redor (HUSSEIN et al., 2013). Por
outro lado, como qualquer outro metal tóxico os efeitos do Hg na saúde dependem da forma
química, da via de exposição (ingerido, inalado ou absorvido pela mucosa da pele), do período
de exposição, da dose ou taxa de ingestão do mesmo, bem como da susceptibilidade biológica
do indivíduo/pessoa.
2.4.1 Risco à saúde pela exposição ao metilmercúrio (MeHg)
O risco maior à saúde humana por exposição ao mercúrio se dá principalmente pela
ingestão de alimentos que contenham Hg metilado (MeHg), com destaque para os peixes. Isso
porque o MeHg formado por síntese bacteriana na coluna d’água entra na cadeia alimentar
aquática por rápida difusão, pois, tem a propriedade de ligação com as proteínas da biota,
atingindo sua concentração máxima em tecidos musculares de peixes e outros animais do topo
da cadeia alimentar, ocorrendo o mesmo com o homem quanto for o consumo de pescados
(biomagnificação) ao longo da vida (bioacumulação) (LAVOIE et al., 2013).
Dessa forma, a exposição humana ao MeHg ocorre unicamente pela dieta e sua absorção
pelo organismo é entre 90 a 95 % (ATSDR, 1999). Esse composto organometálico é absorvido
principalmente pela via gastrointestinal e sua absorção é mais rápida do que para o mercúrio
inorgânico (DATE et al., 2018).
37
Quando absorvido pelo organismo, o MeHg possui meia-vida longa em seres humanos,
compreendida entre 44 a 80 dias (IPCS, 1990). É rapidamente distribuído via corrente
sanguínea para todos os tecidos e apresenta a propriedade de atravessar as barreiras
hematoencefálica e placentária acumulando-se no cérebro e no feto, respectivamente. Vale
salientar que uma parte do mercúrio orgânico absorvido pode se biotransformar em mercúrio
inorgânico, processo esse que ocorre principalmente no fígado e nos rins e é facilitado pela
presença de selenito, podendo também acontecer no cérebro (DIAS et al., 2008). Entretanto,
segundo Dórea et al. (2006) as duas formas de conversão são consideravelmente lentas. Além
disso, os autores informaram que devido o corpo humano ter somente essa via para eliminar
ativamente o metal, acaba por contribuir para o seu acúmulo contínuo com o tempo, mesmo
que a exposição não seja elevada, mas contínua.
Do ponto de vista toxicológico, entre os efeitos deletérios do MeHg nos fetos e nos
recém-nascidos, a dificuldade e a demora para andar e falar se caracterizam como os problemas
menos sérios (MARQUES et al., 2013), podendo atingir segundo Davidson et al. (2008) efeitos
mais graves como ausência de coordenação motora e déficit cognitivo.
O MeHg absorvido via ingestão de alimentos, por exemplo, se liga aos grupamentos
sulfidrilas de proteínas, podendo causar intoxicação aguda. Como sintomas predominantes
desse tipo da ingestão de altas concentrações de MeHg tem-se os respiratórios e intoxicação
crônica com efeitos nos rins, fígado e pele além do sistema nervoso central (KOMYO et al.,
1993).
Dentre os possíveis mecanismos de toxicidade vale salientar a inativação de várias
enzimas, proteínas estruturais ou de processos de transporte, assim como a alteração da
permeabilidade da membrana celular (ATSDR, 1999). Como tem elevada lipossolubilidade, o
MeHg se aproxima da bainha de mielina, um tipo de capa protetora das células nervosas
constituída de tecido adiposo e inibe de maneira eficaz a excitabilidade neuronal (DATE et al.,
2018.
A toxicidade do MeHg está também relacionada com a sua associação com moléculas
solúveis em água, como proteínas ou aminoácidos contendo tiol. Essa associação ocorre devido
a alta afinidade do cátion de metilmercúrio (CH3Hg+) com os grupos sulfidrila (SH-). O cátion
de MeHg liga-se através da dieta, sobretudo, pelo consumo de peixe ou outros organismos
aquáticos, com destaque maior para os animais que se encontram no topo da cadeia trófica
(LAVOIE et al., 2013) como é o caso, por exemplo, dos jacarés em função do processo de
biomagnificação.
38
A grande maioria dos efeitos crônicos do mercúrio orgânico à saúde em seres humanos
está relacionanda relacionada ao sitema nervoso (IPCS, 1990), provocando no cérebro
alterações que podem ser irreversíveis ao sistema nervoso central, e por isso resultar em
sintomas que vão desde alterações de personalidade, perda de sensibilidade, falta de
coordenação motora (FILLION et al., 2011) a tremores, surdez, alterações na visão
(MERGLER et al., 2007) e dificuldade em memorizar e de aprendizado (ATSDR, 1999).
Outros estudos apontam os efeitos tóxicos do mercúrio no sistema imunológico
(ZHANG et al., 2016), no sistema cardiovascular (FILLION et al., 2006), assim como danos
citogenéticos (AMORIM et al., 2000) e alterações bruscas das funções motoras (DOLBEC et
al., 2000).
Diferentemente do Hg inorgânico, a excreção do MeHg ocorre predominantemente
pelas fezes, podendo também ser eliminado pela urina, leite materno e no cabelo (US EPA
2001; ATSDR, 1999), porém, a taxa de eliminação desse composto organometálico é muito
baixa, logo, o risco à saúde é aumentado quanto maior for o consumo de alimentos que estejam
contaminados, pois, a taxa de ingestão de MeHg é também crescente nessa situação (IPCS,
1990).
2.4.2 Análise do risco à saúde pela taxa de ingestão de metilmercúrio (MeHg)
Com o intuito de promover ações que possam contribuir para o controle e a redução do
risco à saúde pela exposição do Hg, a WHO - World Health Orgnization (Organização Mundial
da Saúde - OMS) desenvolveu uma metodologia que permite estimar o limiar de Hg e de outros
contaminantes químicos no alimento que não causa danos à saúde, o qual é representado pela
PTWI - Provisional Tolerable Weekly Intake (Ingestão Semanal Tolerável Provisória) e tem
sido utilizada como um padrão de ingestão aceitável de determinada substância (WHO, 1987).
O referido método é baseado na hipótese de que existem limites para determinados
efeitos tóxicos do Hg, como a necrose celular, por exemplo. Este parâmetro é expresso em
quantidade semanal por quilo de peso corpóreo da pessoa e representa uma estimativa da
quantidade desse contaminante que pode ser consumido e acumulado no organismo humano
sem oferecer risco significativo dos efeitos deletérios ao homem.
Assim, diversos órgãos reguladores têm realizado diferentes escolhas ao estabelecer um
limite de ingestão semanal aceitável para MeHg. O JECFA - Joint FAO Expert Committee on
Food Additives (Comitê Científico Internacional de Especialistas em Aditivos Alimentares
39
pela - Organização das Nações Unidas para Alimentação e Agricultura (FAO, 2014), propôs
um limite para PTWI de MeHg na ordem de 1,6 μg/kg de peso corpóreo.
A União Europeia a partir da EFSA - European Food Satefy Authority (Autoridade
Europeia para a Segurança dos Alimentos) fixou como adequada uma PTWI de 1,3 μg/kg de
peso corporal, estabelecendo recomendações de 3-4 e 1-2 porções semanais de peixes para
adultos e crianças, respectivamente, a fim de reduzir o risco de doenças cardiovasculares e a
melhoria do neurodesenvolvimento (EFSA, 2015).
Os Estados Unidos, utiliza através da US EPA - US Environmental Protection Agency
(Agência de Proteção dos Estados Unidos) uma dose de referência para a exposição oral crônica
(RfD) de 0,1 μg/kg peso/dia de MeHg, o que corresponde a uma taxa PTWI de 0,7 μg/kg
peso/semana (US EPA, 2001).
A partir da taxa de ingestão semanal (TIS) e sua comparação com o valor de PTWI que
havia estabelecido em 2001, a US EPA desenvolveu em 2004 uma forma da qual chamou de
método probabilístico que permite estimar o risco de contaminação em decorrência da ingestão
de contaminantes tóxicos como é o caso do MeHg (US EPA, 2004).
De acordo com esse método, a análise do risco de uma determinada população através
da exposição ao MeHg deve ser realizada, portanto, através do cálculo do Level of Concern -
Quociente de risco (QR), que significa o nível de preocupação, e é a razão entre as doses de
exposição (TIS) e de referência (RfD) determinada pela PTWI, abaixo do qual o organismo não
sofre efeitos prejudiciais, de forma que se QR for > 1, entende-se que por exceder esse limiar
há risco de dano à saúde humana em função da taxa de ingestão semanal de MeHg pelo consumo
de determinado alimento. Como regra, quanto maior o valor do QR acima da unidade, maior o
nível de importância quanto ao risco calculado.
No entanto, ressalta-se que são consideravelmente poucos os estudos realizados na
Amazônia brasileira que utilizaram desse método para estimar o risco toxicológico desse metal
ou de outras substâncias contaminantes à saúde humana em decorrência da dieta, tendo a
maioria se limitado a determinação do nível de exposição através do cálculo da TIS, conforme
mostrado em uma revisão bibliográfica de Passos e Mergler (2008), na qual foram apontados
os trabalhos que avaliaram esse tipo de risco à população dessa região do país.
Por todos esses graves problemas de saúde que o Hg e o MeHg podem trazer ao homem,
ressalta-se a importância da realização de mais pesquisas que avaliem o risco toxicológico
potencial à saúde das populações ribeirinhas e indígenas da Amazônia, as quais estão
susceptítiveis à contaminação por esses elementos em função, principalmente, da presença
constante de peixes nas suas dietas.
40
2.5 Exposição de indígenas amazônicos a metais pesados
Entre os reflexos negativos das atividades que visavam o progresso econômico da
Amazônia brasileira se encontram a alta concentração fundiária e a ocupação desordenada de
terras públicas, o desmatamento desenfreado acompanhado de queimadas e a contaminação do
meio ambiente por metais pesados, principalmente por mercúrio, a expropriação de populações
tradicionais e a invasão de terras indígenas e prejuízos à saúde dessas populações (MCKEYA
et al., 2010).
Esses prejuízos acarretados para a Amazônia e que permeiam a região até a atualidade
sem perspectiva de arrefecimento podem ser decorrentes da produção agrícola, ocupação de
grandes extensões de terra para o exercício da pecuária de corte e da plantação de soja, extração
de ouro e outros minérios, bem como de madeiras (DOMINGUES; BERMANN, 2012).
Já são conhecidos os prejuízos à saúde humana decorrentes do contato e/ou ingestão de
alimentos contaminados por mercúrio e outros metais pesados. Em se tratando especificamente
da população indígena, vale ressaltar a sua exposição comprovada ao metal pesado mercúrio,
relatada comumente em decorrência da sua utilização na garimpagem de ouro (BASTOS et al.,
2007).
Foram comprovados níveis consideráveis desses elementos no solo (CARVALHO,
2016), água (LIMA et al., 2015) e elevados em peixes (BASTOS et al., 2008) da região
amazônica. A contaminação de indígenas amazônicos por Hg foi explicada devido à sua
utilização para a extração de ouro realizada há mais de três décadas nos rios da Amazônia com
destaque para os rios Tapajós no Pará e Madeira em Rondônia (DÓREA et al., 2006).
A população indígena instalada ao longo da bacia do Rio Madeira e suas sub-bacias,
por ter o hábito de consumir muito peixe e carne de caça, além de muitas vezes ingerir água
direto do rio torna-se susceptível a contaminação por mercúrio e por isso ter sua expectativa de
vida reduzida (LIMA et al., 2015). A exposição ao MeHg, a forma mais tóxica desse metal em
comunidades indígenas, geralmente está associada na literatura pelo consumo de peixes, visto
que esse alimento é para a maioria das etnias que tem suas aldeias situadas às margens dos rios,
a principal fonte de proteínas.
Uma pesquisa realizada por Santos et al. (2003) no estado de Rondônia com indígenas
da etnia Wari apontou o risco de exposição à contaminação por Hg, posto terem sido
identificados níveis elevados desse elemento em amostras de cabelo dessa população. Por outro
lado, os autores encontraram concentrações de Hg-T mais baixas nas Terras Indígenas Lage e
Ribeirão em comparação aos valores observados para a TI Rio Negro-Ocaia. Esses resultados
41
permitiram aos pesquisadores sugerirem o consumo de peixes como fator de risco para a
exposição desse povo ao metal, já que a TI Rio Negro-Ocaia se situa às margens de cursos
d’água do Rio Mamoré e por isso apresentam um consumo mais expressivo de peixes em
relação às outras TI, pois, se encontram mais distantes dos rios.
Os peixes oriundos do Rio Madeira também foram tidos por Bastos et al. (2007) como
um possível fator contribuinte para os níveis elevados de Hg em populações ribeirinhas que
vivem ao entorno da bacia do Rio Madeira. Segundo Maurice-Bourgoin et al. (2000) a
população tradicional ribeirinha amazônica, entre elas a indígena por seus hábitos alimentares
está exposta à contaminação via ingestão de pescado e água.
Barbosa et al. (1998) encontraram níveis médios de Hg-T na ordem de 8,30 µg/g no
cabelo de 251 mulheres e crianças indígenas selecionadas ao longo do Rio Madeira e da Reserva
Kayapó, sendo que para 25 delas a concentração ultrapassava 10,0 µg/g, enquanto que a
legislação regulamenta um máximo de 5,0 µg/g (BRASIL, 1998). No início da década de 2000
Santos et al. (2003) verificaram uma elevada exposição ao mercúrio após análise para
determinação do metal em cabelo de 910 indígenas (homens, mulheres e crianças) da TI Pacaás
Novos, de diferentes aldeias, incluindo a aldeia Sotério, com valores altíssimos desse metal
pesado nas crianças de 2 a 5 anos de idade.
Ao dosarem metais pesados em tecido muscular de diferentes espécies de peixes da
bacia do Rio Cassiporé no estado do Amapá, Lima et al. (2015) obtveram concentrações de
Cádmio-Cd (1,061 μg g-1) e Chumbo-Pb (4,280 μg g-1) em peixes acima do limite legal. Os
valores de Cromo-Cr (0,937) e de Hg (0,570 a 0,670 μg g-1) para algumas espécies
ultrapassavam os limites estabelecidos pela Organização Mundial da Saúde (OMS, 1998).
2.5.1 Terra Indígena Rio Branco e a possibilidade de exposição ao mercúrio
A Terra Indígena (TI) Rio Branco contempla hoje um território de 236 mil hectares
distribuído em três municípios (Alta Floresta do Oeste, São Miguel do Guaporé e São Francisco
do Guaporé), aonde residem povos de diferentes troncos linguísticos. Além dos Tupari, a
maioria no local, também são encontrados os Makurap, Arikapu, Kanoê, Aruá, Kampé,
Sakirabiat e Djeromitxí (ou Jaboti), etnias essas que se distribuem em, ao menos, vinte e uma
aldeias que se encontram às margens do Rio Branco, iniciando na Aldeia São Luiz logo na
entrada da TI indo até a Palhal, a mais distante e localizada fora dos limites da TI, quando se
inicia a Reserva Biológica do Guaporé.
42
As aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré estão localizadas na área central da TI Rio
Branco pertencendo a maioria dos seus moradores a etnia Tupari, com um total de 55, 46 e 15
indígenas, respectivamente. Nessas aldeias o peixe, a carne de caça e alguns alimentos vegetais
são os principais representantes nas dietas dessas populações. Por outro lado, os indígenas têm
relatado a diminuição da quantidade de peixes e também de algumas espécies de caças nos
últimos anos, tendo atribuído a essa consequência a presença de algumas PCHs ao longo do Rio
Branco. Segundo alguns representantes indígenas e que estão à frente das associações que
reivindicam melhorias para o povo da TI, o relevo da região é propício aos pequenos
empreendimentos hidrelétricos, as PCHs.
O Rio Branco que dá nome a referida TI, um dos afluentes do Rio Guaporé é o principal
rio nessa região e desde o fim da década de 1980 até os dias atuais já acumula oito PCHs, quatro
delas na estrada entre Alta Floresta do Oeste e a TI Rio Branco, essas últimas administradas
pelo Grupo Cassol Energia.
São raros os trabalhos científicos desenvolvidos com as populações indígenas da TI Rio
Branco, em especial sobre os Tupari. O mais conhecido foi feito por Franz Caspar em 1948 e
publicado somente em 1975 pelo Museu de Etnologia de Hamburgo, intitulado Die Tuparí: Ein
Indianerstamm in Westbrasilien, e ainda não foi traduzido para o português. Essa obra, porém,
é somente um diário de viagens no qual o autor apresenta algumas descrições sobre os Tupari.
Além do trabalho de Caspar (1975), há uma coletânea de mitos Tupari publicada por Betty
Mindlin em 1993 e mais recentemente um trabalho sobre o contexto em que a educação escolar
está sendo construída entre os Tupari (FONSECA, 2011), bem como outros dois trabalhos
também de cunho científico, mas que focaram os impactos socioambientais aos indígenas da TI
Rio Branco decorrentes da instalação das PCHs (PRADO, 2013; FURLAN 2016).
Em seu trabalho Prado (2013) fez uma análise crítica com relação a três PCHs instaladas
na bacia do Rio Branco: PCH Alta Floresta, PCH Ângelo Cassol e PCH Rio Branco, as quais
se encontram entre o município de Alta Floresta do Oeste e a TI Rio Branco.
Segundo o autor é comum que todo empreendimento que se utilize do meio ambiente
para a geração de riquezas produza impactos ambientais em pequena, média ou grande escala,
tendo sugerido que a presença desses empreendimentos hidrelétricos na região tem reduzido a
quantidade de peixes ao longo do Rio Branco.
As figuras 5, 6 e 7 mostram algumas das PCHs instaladas no Rio Branco entre o
município de Alta Floresta do Oeste e a TI Rio Branco.
43
Figura 5 – PCH Rio Branco em operação desde 2005
Fonte: Grupo Cassol Energia (http://grupocassolenergia.com.br)
Figura 6 – PCH Ângelo Cassol quando ainda em construção (março de 2010)
Fonte: Grupo Cassol Energia (http://grupocassolenergia.com.br)
44
Figura 7 – PCH Cachoeira Cachimbo Alto (atualmente em construção)
Fonte: Grupo Cassol Energia (http://grupocassolenergia.com.br)
Prado (2013) alertou que ao represar várias áreas com vegetação nativa a PCH Ângelo
Cassol causou um desequilíbrio na riqueza de peixes do Rio Branco, enquanto que a PCH Alta
Floresta além do grande represamento de água a montante, desviou quase que totalmente o leito
original do rio a jusante, o que segundo o autor é proibido por lei. Sobre a PCH Rio Branco o
autor informou que a mesma fez uso de um desvio do Rio Branco e do Rio Figueira para a
passagem e acionamento das turbinas. De acordo com o mesmo pesquisador, não obstante os
diversos problemas de cunho ambiental trazidos por essas PCHs, elas trouxeram consigo a
energia elétrica, um bem necessário a todos.
Em controvérsia, um trecho da fala de um representante indígena da TI Rio Branco
transcrito no trabalho desenvolvido por Furlan (2016) mostra que para os indígenas os
problemas trazidos pela instalação dessas usinas se sobressaem aos benefícios.
A eletricidade chegou faz uns dois anos, mesmo tendo PCH desde 1993. [A
eletricidade] Vai até a aldeia tucumã, pra baixo já não tem mais. Nós pagamos
eletricidade ainda mais caro que os paulistas, por exemplo [...]. Pagamos com vida!
Todo dia essas barragens nos matam, todos os dias essa barragem mata o rio [...]. A
gente não quer mais projeto de usina aqui dentro [...]. E tá cada vez mais pior, o tracajá
mesmo sumiu. Em agosto que é a desova do tracajá ou eles soltam água e acaba com
tudo ou o ovo na água com o sol cozinha o ovo e não sai nada. E os tracajá tão
45
diminuindo. Os peixes represados também morrem, pois ficam sem oxigênio. (Fala
de Marcelo Aruá citado por Furlan, 2016 p. 39)
A Figura 8 exemplifica o que falou o indígena Marcelo Aruá com relação à seca do rio
após o fechamento das comportas das PCHs no Rio Branco.
Figura 8 – Peixes mortos no Rio Branco à jusante das barragens das PCHs
Fonte: Furlan, 2016.
Outra reclamação dos indígenas diz respeito ao processo de licenciamento ambiental
para esses empreendimentos, já que os indígenas da TI Rio Branco não foram consultados ou
avisados sobre o início das obras dos empreendimentos hidrelétricos no Rio Branco, tendo sido
pegos de surpresa quando a primeira barragem entrou em funcionamento e alterou a vazão do
rio, conforme mostrado abaixo no relato do indígena Isaías Tupari a Furlan (2016).
Quando foi construída a primeira barragem na cabeceira do Rio Branco, nós nunca
fomos informados. Isso foi uma surpresa grande, pois só ficamos sabendo [da
existência da barragem] assim que ela começou a prejudicar. Sempre nós víamos
coisas diferentes acontecendo, às vezes o rio secava e às vezes enchentes, tudo
acontecia muito rápido e às vezes a água vinha toda suja, mas nunca imaginávamos
que havia PCH no Rio Branco. Na época da enchente ela enchia o rio, mas era
temporário, talvez na época em que liberavam a água do reservatório e a enchente
vinha alagando tudo, as praias e os peixes que deveriam estar no período de
46
reprodução e, logo em seguida o rio voltava a secar matando os peixes que iam se
reproduzir. Os ovos de tracajá também apodreciam, pois eles molhavam e depois
vinha o sol, quando o rio secava. Depois nós fomos percebendo outra situação, agora
esse ano o rio não secou muito, mas agora já não há mais areia na praia, pois a força
das águas no período de cheia foi levada pela força da água e já não há areia para os
tracajás botarem seus ovos e esse é uma nova diferença que temos percebido agora.
(Fala de Isaías Tupari citado por Furlan, 2016 p. 70).
A Figura 9 ilustra o que disse Isaías Tupari sobre as consequências do represamento aos
peixes do Rio Branco.
Figura 9 – O Rio Branco seco após o represamento das águas
Fonte: Furlan (2016).
Além da diminuição da quantidade de peixes e de tracajás relatada pelos indígenas,
pressupõe-se que a presença de PCHs no Rio Branco pode trazer outros problemas mais graves
e que podem afetar a saúde da população da TI Rio Branco a médio e longo prazo. Essa hipótese
é levantada depois de vários estudos realizados em rios da região amazônica brasileira
apontarem o represamento das águas pelas usinas hidrelétricas como fator determinante para o
aumento dos níveis de mercúrio, principalmente na forma orgânica (metilmercúrio) nos rios e,
consequentemente, na fauna aquática (KASPER et al., 2012; BASTOS; MALM, 2014;
KASPER et al., 2014; PESTANA et al., 2016).
47
Baseando-se no que informaram Brunke et al. (2001), Rea et al. (2002), Sigler et
al. (2003), Ebinghaus et al. (2007), Michelazzo et al. (2010) e Pérez (2013) supõe-se que o
acentuado desmatamento, seguido da queima da vegetação primária para o preparo de áreas
agrícolas nos municípios vizinhos da TI Rio Branco pode se caracterizar outro fator
preponderante para a contaminação dos componentes bióticos e abióticos dessa TI por
mercúrio, contaminando assim o Rio Branco e os solos refletindo, portanto, no aumento dos
níveis desse metal nos peixes e animais silvestres, assim como nos alimentos vegetais
produzidos e consumidos nas aldeias.
De acordo com dados da Secretaria de Desenvolvimento Ambiental, Núcleo de
Sensoriamento Remoto e Climatologia do estado de Rondônia (SEDAM, 2002), na TI Rio
Branco ocorrem as classes de solos Latossolos Vermelhos, Latossolos Amarelos, Latossolos
Vermelho Amarelos, Cambissolos e Gleissolos, e não a chamada TPI (Terra Preta de Índio),
esta última segundo Pessoa Junior et al. (2012) rica em matéria orgânica e quw, portanto,
poderia contribuir para uma maior taxa de metilação do mercúrio no solo.
A possibilidade de contaminação por mercúrio na TI Rio Branco pode também ter
relação com a utilização de defensivos agrícolas utilizados nas lavouras agrícolas da região
visando uma maior produtividade, já que o oeste do estado tem vivenciado nos últimos anos a
expansão da produção de soja. Isso porque, segundo alertaram Franz e Link (2011) e Carvalho
et al. (2017), mesmo que proibido no Brasil desde 1975 através do MAPA alguns defensivos
agrícolas podem conter compostos organomercuriais, principalmente aqueles trazidos
ilegalmente de outros países.
Diante do exposto acerca das possibilidades de contaminação por mercúrio na TI Rio
Branco, torna-se relevante o desenvolvimento de pesquisas que investiguem os níveis de
exposição dessa população indígena amazônica ao mercúrio através da dieta, o que permitirá
uma estimativa do risco desses indígenas sofrerem os efeitos deletérios desse elemento químico,
altamente tóxico à saúde humana.
3 OBJETIVOS
3.1 Objetivo geral
Avaliar o risco à saúde de indígenas da etnia Tupari pela exposição ao mercúrio via
ingestão de pescados, carne de caças e vegetais.
48
3.2 Objetivos específicos
Investigar diferenças entre os níveis médios de Hg-T e MeHg das diferentes espécies de
vegetais e também de solos, coletadas nas aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré durante
as estações de seca e de chuvas;
Verificar a influência sazonal nos níveis de Hg-T e MeHg nos solos e nos vegetais para
a mesma aldeia; e entre as aldeias para um mesmo período de coleta (estações seca e
chuvosa);
Comparar os níveis médios de Hg-T e MeHg entre as diferentes espécies de peixes e de
caças pertencentes a um mesmo hábito alimentar;
Realizar a comparação dos teores médios de Hg-T e MeHg por hábito alimentar dos
peixes e das caças;
Obter informações sobre o consumo médio semanal dos peixes, caças e vegetais
coletados e consumidos nas diferentes aldeias estudadas;
Determinar a taxa de ingestão semanal de MeHg através do consumo dos peixes, carne
de caça e vegetais para cada uma das aldeias e comparar com diferentes doses de
referência;
Avaliar o risco à saúde pela ingestão de MeHg através do consumo de peixes, carne de
caça e vegetais nas aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré e apontar qual dessas populações
indígenas está mais exposta ao risco de contaminação.
4 MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Autorizações para o estudo
Por se tratar de um estudo envolvendo população indígena e carne de animais silvestres,
assim como devido as coletas de amostras terem sido realizadas em Unidade de Conservação
Federal, a execução da pesquisa foi condicionada a autorizações do Instituto Chico Mendes de
Conservação da Biodiversidade (ICMBio), dos representantes indígenas (caciques) das aldeias
aonde seria conduzido o estudo, da Presidência da Fundação Nacional do Índio (FUNAI), bem
como do Comitê de Ética em Pesquisas (CEP) da Fundação Universidade Federal de Rondônia
(UNIR).
As autorizações pelo ICMBio se encontram registradas sob os nos 47500-1, 47500-2,
47500-3 e 47500-4. A Funai deferiu a pesquisa sob a autorização no 58/AAEP/PRES/2016.
49
A autorização dos representantes indígenas se deu por meio de uma carta de anuência
assinada pelos caciques das aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré, na TI Rio Branco.
O projeto foi registrado no CEP da Fundação Universidade Federal de Rondônia com o
Certificado de Apresentação para Apreciação Ética (CAAE) no 42357615.7.0000.5300 e
aprovado sob o parecer no 1.428.594. As referidas autorizações se encontram, respectivamente,
nos Anexos 1, 2, 3, e 4.
4.2 Descrição da área de estudo
As aldeias nas quais foram realizadas as coletas estão localizadas na Terra Indígena Rio
Branco, que envolve os municípios de Alta Floresta do Oeste, São Miguel do Guaporé e São
Francisco do Guaporé, nas proximidades de Nova Brasilândia, Alto Alegre dos Parecis e Costa
Marques, na região oeste do estado de Rondônia.
A opção pelas aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré foi em função de as mesmas
apresentarem o maior número de indivíduos da etnia Tupari, somando para as três aldeias 116
indígenas, assim como devido essas aldeias apresentarem maior área geográfica em relação as
demais aldeias em que residem indígenas dessa mesma etnia.
A maior delas é a aldeia Trindade com área de 129,5 km2, seguida de Nazaré (66,1 km2)
e Serrinha (12,8 km2). A Serrinha se encontra à margem esquerda do Rio Branco e a 97 km de
Alta Floresta do Oeste sendo possível chegar até a mesma de veículo por uma estrada de terra.
No entanto, o acesso às aldeias Trindade e Nazaré é por via fluvial, as quais se encontram à
margem direita do Rio Branco.
Serrinha e Trindade se encontram a uma distância aproximada de 1,7 km e Trindade de
Nazaré a 2,9 km, em linha reta. Embora a distância entre as aldeias seja relativamente curta, o
trajeto entre Serrinha e Trindade leva aproximadamente 40 minutos e entre Trindade e Nazaré
50 minutos, já que naquela altura do Rio Branco o mesmo é consideravelmente sinuoso.
As Figuras 10, 11, 12 e 13 mostram o mapa da localização regional da TI Rio Branco
no estado de Rondônia, mapa dos municípios com partes dos seus territórios na TI Rio Branco,
mapa dos minicípios vizinhos a TI Rio Branco e com expansão agrícola e mapa da localização
das aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré na TI Rio Branco, respectivamente.
50
51
52
53
54
4.3 Coleta de amostras
Foram realizadas duas coletas para os vegetais e solos de suas respectivas
plantações (roças) considerando os picos dos períodos de seca (setembro de 2016) e chuvoso
(março de 2017) naquela região, enquanto que as amostras de tecido muscular das caças e dos
peixes foram coletadas em quatro etapas – agosto e setembro de 2016 e fevereiro e março de
2017. Foram necessárias quatro coletas para os peixes e caças, pois, no período de chuvas
quando o rio enche a pesca é reduzida, assim como o acesso à mata aonde os indígenas
costumam caçar é muito dificultado devido aos alagamentos em alguns locais no trajeto de
acesso à floresta. As coletas das amostras de vegetais e de solos foram realizadas pela equipe
de pesquisa, enquanto que os peixes e as caças foram capturados pelos indígenas, após
assinarem o Termo de Consentimento Livre e Esclarecido - TCLE (APÊNDICE A). Na maioria
das vezes os indígenas responsáveis pelas coletas eram acompanhados da equipe de pesquisa
durante a pesca e a caça. Depois da retirada da porção de cada amostra (vegetais, peixes e caças)
o restante foi destinado para o consumo dos indígenas das aldeias estudadas.
4.3.1 Peixes
Foram coletadas no Rio Branco, nas proximidades das aldeias Serrinha, Trindade e
Nazaré 86 amostras de peixes de 19 espécies diferentes com hábitos alimentares carnívoro,
detritívoro e preferencialmente herbívoro. A identificação das espécies de peixes foi realizada
por comparação com imagens e características físicas de mais de 800 espécies de peixes
provenientes da bacia do Rio Madeira e em muitos casos presentes também nos demais rios da
Amazônia brasileira, constantes em três volumes da Coletânea “Peixes do Rio Madeira”
(QUEIROZ et al., 2013). De cada espécime de peixe coletou-se entre 100 e 200 g de tecido
muscular isento de espinhas, escamas, pele e/ou ossos, dependendo da espécie.
4.3.2 Caças
Cinquenta e sete (57) amostras de caças foram coletadas de 16 diferentes espécies
pertencentes aos níveis tróficos carnívoro, omnívoro e exclusivamente herbívoro. A
identificação das espécies de caças ocorreu através da sua comparação com as imagens e
características físicas das diferentes espécies da fauna brasileira apresentadas pelo
ICMBio (2016). As caças foram coletadas ao longo da TI Rio Branco. Ressalta-se que as
55
amostras de carne de caça foram coletadas e transportadas da TI Rio Branco até o laboratório
em quantidade máxima de 300 g (tecido muscular) por espécime, uma condição do ICMBio
para a autorização da pesquisa.
4.3.3 Vegetais
Para cada período de coleta (estação seca e chuvosa) coletou-se amostras de 6 diferentes
espécies de alimentos vegetais. As espécies de vegetais foram identificadas visualmente,
utilizando-se do conhecimento empírico dos indígenas e posteriormente comparadas suas
imagens e características físicas com as espécies de alimentos vegetais regionais brasileiros em
uma publicação do Ministério da Saúde - MS (BRASIL, 2002).
Foram coletadas em cada aldeia (Serrinha, Trindade e Nazaré) 3 amostras de cada
espécie (uma em cada roça), somando para cada aldeia 18 amostras de vegetais por período de
coleta, portanto, ao todo 108 amostras de vegetais, sendo 54 na época de seca e 54 no período
chuvoso.
Para a escolha das 3 roças de cada aldeia das quais foram coletados os vegetais e os
solos levou-se em consideração as suas localizações na aldeia, decidindo-se por duas roças
situadas nas extremidades (início e fim de cada aldeia) e outra na parte central. Para cada vegetal
coletou-se aproximadamente 500 g de massa isenta de cascas, com exceção das amostras de
Zea mays (milho) que se encontravam já desidratadas e em grãos e por isso continham cascas.
4.3.4 Solos
Também foram coletadas durante as estações de seca e de chuvas amostras dos solos
das roças de cada um dos vegetais coletados em cada aldeia, somando assim como para os
alimentos vegetais 54 amostras de solos por período sazonal, coletadas a uma profundidade
média de 30 cm da superfície, conforme sugerido no manual de procedimentos de amostragem
de solo em áreas agrícolas da EMBRAPA (2006) e utilizando-se de ferramentas do tipo picareta
e pá. Os solos foram coletados na região central de cada uma das roças onde foram coletados
os vegetais.
Foram coletados aproximadamente 1000 g dos solos das respectivas plantações vegetais
isentos de raízes, cascalhos e pedras. Acrescenta-se que as amostras de solos coletadas nos
diferentes períodos sazonais foram sempre provenientes do mesmo ponto de coleta.
56
4.3.5 Acondicionamento e transporte das amostras
Todas as amostras foram acondicionadas em sacos de polietileno/nylon, posteriormente
lacrados e identificados. Com exceção dos solos, armazenados sob refrigeração logo após a
coleta (4 a 7 oC), as demais amostras foram armazenadas nas aldeias sob congelamento (-18 oC)
até que fossem concluídas as coletas e depois transportadas em caixas térmicas com gelo para
o Laboratório de Biogeoquímica Ambiental Wolfgang C. Pfeiffer, na UNIR, em Porto Velho,
onde foram armazenadas em congelamento (-18 oC) ao abrigo da luz para posteriores
preparações e análises de Hg-T e MeHg.
4.4 Controle de qualidade analítico
Todos os materiais utilizados foram previamente i) lavados em água corrente e
detergente neutro, ii) enxaguados com água destilada, iii) descontaminados em solução de ácido
nítrico (HNO3) a 5% durante 24 horas, iv) enxaguados novamente com água destilada e v) secos
em estufa a 40 °C por 24 horas.
As soluções utilizadas nos procedimentos de análises foram todas preparadas com água
Ultra-Pura produzida no Milli-Q Plus Ultra-pure Water System e no Direct – Q Ʊ V (Millipore)
com condutividade de 18 m Ω/cm2.
O Limite de detecção da técnica analítica (LDT) foi calculado através da média do
desvio padrão dos brancos controles, multiplicado por três.
Para o mercúrio total (Hg-T), seu valor foi de 1,5x10-2 mg.kg-1 para os solos, 2,5x10-3
mg.kg-1 para os vegetais, 1,0x10-4 mg.kg-1 para os peixes e de 3,0x10-4 mg.kg-1 para as amostras
de caças, enquanto que o LDT para metilmercúrio (MeHg) foi de 8,9x10-8 mg.kg-1 para os solos,
5,0x10-9 mg.kg-1 para os vegetais, 1,0x10-6 mg.kg-1 para os peixes e de 1,3x10-8 mg.kg-1 para as
amostras de caças.
Os resultados experimentais para as amostras de referência certificadas utilizadas tanto
para as determinações de Hg-T quanto para MeHg apresentaram boa concordância com os
valores certificados, assim como percentuais de recuperação satisfatórios, indicando a alta
reprodutibilidade do método analítico.
Os resultados experimentais para as amostras de referência certificadas estão
apresentados no Quadro 1.
57
Quadro 1 – Valores de referência e valores encontrados para material certificado de referência,
e percentuais de recuperação de Hg-T e MeHg para as diferentes matrizes
Matriz Amostra
certificada Analito
Valor de
referência
(mg.kg-1)
Valor
encontrado
(mg.kg-1)
Recuperação
(%)
Solos SS2 Hg 0,28 0,27 97
IAEA 356 MeHg 0,0055 0,0059 107
Vegetais SS2 Hg 0,28 0,31 110
IAEA 356 MeHg 0,0055 0,0050 106
Peixes
Tuna fish
Hg
2,85
2,87 101
MeHg 2,58 90
Caças Hg 3,16 111
MeHg 2,58 90
4.5 Análise de mercúrio total (Hg-T)
4.5.1 Preparação e digestão química das amostras de peixes e caças
As amostras do tecido muscular dos peixes e das caças foram descongeladas, cortadas
(isentas de espinhas, ossos, pêlos, carapaças e/ou pele) e pesadas em balança de precisão com
5 casas decimais. Para os peixes e as caças com hábito alimentar carnívoro foram pesados
aproximadamente 0,2 g, enquanto que para as espécies não carnívoras pesou-se, em duplicata,
cerca de 0,4 g, tendo sido considerado o peso úmido para todas elas. A extração química foi
adapatada de Akan et al. (2012) e Bastos et al. (1998) e realizada através da adição nas amostras
de cerca de 2,0 mL de peróxido de hidrogênio (H2O2) a 37 % e 6,0 mL de solução sulfonítrica
na proporção 1:1 (HNO3:H2SO4). Em seguida as amostras foram colocadas em bloco digestor
(100 °C/40 mim). Depois de resfriadas em temperatura ambiente foram adicionados às amostras
5,0 mL de solução de permanganato de potássio (KMnO4) a 5 %, as quais foram novamente
direcionadas para o bloco digestor onde permaneceram por mais 20 minutos. Após cerca de
12 h em repouso foram adicionadas às amostras 5 gotas de cloridrato de hidroxilamina a uma
concentração de 12 % aferindo-se a um volume final de 14 mL.
4.5.2 Preparação e digestão química das amostras de vegetais
Os vegetais, isentos de cascas e sementes foram cortados, lavados com água deionizada
e desidratados em estufa a 40 oC durante 5 a 7 dias até obtenção de peso constante. Na sequência
procedeu-se a moagem das amostras em moinho planetário para farinhas (CnCruscher) até a
58
obtenção de textura em pó. Utilizando-se de balança analítica de precisão com 5 casas decimais
pesou-se em duplicata aproximadamente 1,0 g (peso seco) para cada amostra. A extração foi
realizada adicionando-se 1,0 mL de peróxido de hidrogênio (H2O2) (Merck®), 6,0 mL de ácido
nítrico concentrado (HNO3) (Merck®), permanecendo até a completa solubilização em bloco
digestor (TECNAL®) a 90°C. Após as amostras terem esfriado, adicionou-se 6,0 mL de KMnO4
a 5% (Merck®). As amostras permaneceram em overnight. No dia seguinte, adicionou-se por
titulação 5 gotas de cloridrato de hidroxilamina (NH2.OH.HCl 12%) (Merck®) e aferiu-se as
amostras a um volume final de 12 mL.
4.5.3 Preparação e digestão química das amostras de solos
As amostras de solos isentas de galhos, pedras e folhas secas foram homogeneizadas
com água ultrapura (Milli-Q, Millipore), sendo posteriormente peneiradas a úmido na fração
< 200 mesh (< 74 μm) em peneiras de aço inoxidável e malha de nylon (Pronustet). Em seguida,
a fração fina do solo foi seca em estufa à temperatura de 40 ºC por 72 horas. Para a extração e
determinação de Hg-T foram pesados cerca de 0,5 gramas de peso seco da amostra de solos em
tubos de ensaio de vidro, em duplicata. Em seguida adicionou-se 1,0 mL de água ultrapura e
5,0 mL de solução água régia (HCl e HNO3 - 3:1). Na sequência as amostras seguiram para o
bloco digestor à temperatura de 70 °C/30 min. Após o resfriamento das amostras a temperatura
ambiente acrescentou-s 6,0 mL de KMnO4 a 5 % (m/v) e levadas novamente ao bloco digestor
por mais 30 minutos a 70 oC. Depois, as amostras foram retiradas do bloco digestor e depois de
resfriadas cobertas com filme de PVC (policloreto de vinila), onde ficaram em overnight por
aproximadamente 12 horas. No dia seguinte foram adicionadas 5 gotas de cloridrato de
hidroxilamina a 12 % (m/v) procedendo-se a filtração das amostras por gravidade em filtros de
papel celulose (3,0 μm e 9,0 cm de diâmetro-Whatman). Do material filtrado adicionou-se 12
mL em tubos falcon, conforme fizeram Bastos et al. (1998).
4.5.4 Quantificação de Hg-T
A quantificação de Hg-T foi realizada em duplicatas em um espectrofotômetro de
absorção atômica acoplado ao gerador de vapor frio (FIMS-400, Perkin Elmer). Para o controle
da qualidade da técnica analítica foram utilizados dois brancos de reagentes controles para cada
lote de amostras, utilizando-se as amostras de referência certificadas BCR®-463 (Tuna Fish) da
European Commission, Joint Research Centre, Institute for Reference Materiais and
59
Measurements e EnviroMAT SS-2 Soil Standard da SCP SCIENCE, empresa canadense),
conforme realizado por Bastos et al. (1998).
4.6 Análise de metilmercúrio (MeHg)
4.6.1 Preparação e digestão química das amostras
As amostras de peixes, caça, vegetais e solos foram preparadas da mesma maneira que
para Hg-T, separadamente e tomando-se os cuidados necessários para evitar a contaminação
cruzada ou direta entre as mesmas. Para a extração do MeHg pesou-se 0,05 g para as amostras
de peixes, 0,5 g para a carne de caça e solos e 1,0 g para os vegetais. Para as amostras de peixes
e das caças foi considerado o peso úmido enquanto que para os solos e vegetais o peso seco.
Na sequência as amostras foram colocadas em tubos de teflon, e em seguida adicionado 3,0 mL
de hidróxido de potássio (KOH) a 25 % em meio metanol (CH3OH) e levados à estufa a 68 °C
durante 4 horas para as amostras de solos e 6 horas para os peixes, caças e vegeais com agitação
das amostras a cada hora. Ao término da extração, as amostras foram guardadas ao abrigo da
luz, para evitar qualquer tipo de degradação do MeHg e analisadas dois dias depois, tempo
suficiente para a estabilização química das amostras (PICHET et al., 1999).
4.6.2 Quantificação de MeHg
A quantificação de MeHg foi realizada com a adição de solução tampão com potencial
hidrogeniônico (pH) 4,5 constituída de 300 μL de ácido acético e acetato de sódio, seguida da
adição de 30 μL do extrato de cada amostra e 50 μL de NaBEt4 a 1%. As amostras foram
aferidas com água Milli-Q em menisco invertido no vials de 40 mL. A determinação de MeHg
se deu no cromatógrafo gasoso acoplado ao espectrofotômetro de fluorescência atômica (CG-
AFS, Brooks Rand).
O sistema MERX-M é um equipamento Brooks Rand Labs (Seattle, WA), consistindo
em um amostrador automático (Purge & trap), uma coluna empacotada de uma unidade de
pirólise e um espectrofotômetro de fluorescência atômica (AFS III). As condições de operação
do equipamento foram: fluxo de gás no MERX purge trap (Ar) de 45 mL.mim-1, fluxo do gás
de secagem dos Traps (Ar) de 30 mL.mim-1 e fluxo do GC (Ar) de 32 mL.min-1 (EPA – 1631,
2002; TAYLOR et al., 2011; ALMEIDA, 2012).
60
4.7 Estimativa do risco à saúde pela ingestão de alimentos contendo MeHg
O risco potencial à saúde das populações das três aldeias foi estimado a partir dos
valores calculados para a Taxa de Ingestão Semanal (TIS) de MeHg via ingestão dos peixes,
caças e da batata doce (Ipomoea batatas) coletados e analisados, e suas comparações com doses
de referência estabelecidas pelos valores sugeridos por três instituições regulamentadoras
internacionais, assim como pelo cáculo do Quociente de risco. Para o cálculo da TIS foi
necessário conhecer o consumo médio semanal nas aldeias para cada alimento analisado, assim
como o peso corpóreo médio da população de cada aldeia. O peso corpóreo médio das
populações foi calculado baseando-se em dados (peso em quilograma) recentemente coletados
(março de 2018) e fornecidos pela SESAI (Secretaria Especial de Saúde Indígena), Pólo Base
de Alta Floresta do Oeste tendo sido considerado, portanto, um peso corpóreo médio de 66,4
kg para os indígenas da Serrinha, 68,3 kg para a população da Trindade e 69,7 kg para os
residentes na aldeia Nazaré.
As informações sobre as quantidades médias consumidas nas aldeias para cada alimento
analisado foram obtidas conforme descrito no subitem a seguir.
4.7.1 Consumo médio semanal dos alimentos analisados
A estimativa do consumo médio semanal das diferentes espécies de peixes e de caças
analisadas, assim como para os vegetais foi obtida através de questionário respondido
(APÊNDICE B) por um representante de cada família e de cada aldeia após assinar o TCLE
obtendo-se, portanto, a quantidade média semanal desses alimentos consumida nas aldeias
Serrinha, Trindade e Nazaré.
4.7.2 Taxa de ingestão semanal (TIS) de metilmercúrio (MeHg)
A TIS de MeHg para cada uma das aldeias foi calculada através da Equação 1, por hábito
alimentar dos peixes e caças e também para a batata doce (Ipomoea batatas), já que esse foi o
único vegetal que apresentou concentração média de MeHg > LDT para as três aldeias e nos
dois períodos coletados (épocas de seca e chuvas).
TIS = MeHg (μg.kg-1) x CS (kg) / pc) Eq. [1]
61
Onde:
TIS = Taxa de Ingestão Semanal de MeHg em μg.kg-1
MeHg = Concentração de MeHg no alimento em μg.kg-1
CS = Consumo do alimento em quilogramas por semana
pc = Peso corpóreo médio da população em kg
Os resultados da TIS obtidos para os alimentos analisados nesse estudo são expressos
em micrograma de MeHg ingerido por quilograma de peso corpóreo, por semana (μg.MeHg/kg
pc/semana) e por pessoa de cada uma das aldeias. Os valores de TIS foram comparados com
doses de refência estabelecidas pelos valores da Taxa de Ingestão Semanal Tolerável Provisória
- Provisional Tolerable Weekly Intake Rate (PTWI) sugeridos por três instituições
normatizadoras internacionais – 1,6 μg.MeHg/kg pc/semana (JECFA, 2014),
1,3 μg.MeHg/kg pc/semana (EFSA, 2015) e 0,7 μg.MeHg/kg pc/semana (US EPA, 2001).
4.7.3 Quociente de risco (QR)
O QR é a razão entre a exposição semanal ao MeHg (TIS) e a dose de referência (PTWI)
para ingestão semanal de MeHg por quilo de peso corpóreo. Logo, para o cálculo do mesmo foi
utilizada a Equação 2 (US EPA, 2004), abaixo demonstrada.
QR = TIS / PTWI Eq. [2]
Onde:
QR = Quociente de risco à saúde pela ingestão de MeHg
TIS = Taxa de ingestão semanal de MeHg por quilograma de peso corpóreo
PTWI = Dose de referência para ingestão semanal tolerável de MeHg por quilograma de peso
corpóreo
4.8 Análise estatística
Os testes estatísticos foram realizados pelo software R (R CORE TEAM, 2013),
da European Environment Agency, licenciado pela General Public License (GNU) e baixado
62
do site www.r-project.org, assim como os pacotes utilizados para os testes: readxl, ggplot2,
Rmisc, tidyr, FSA, PMCMR, Hmisc, boot, gridExtra e RColorBrewer. Um nível de 5 % de
significância foi considerado para os testes.
As análises estatísticas foram realizadas via método Bootstrap não-paramétrico, com
simulação de 100.000 reamostragens a partir da amostra mestre. Esse método foi utilizado, pois,
os conjuntos de amostras desse estudo apresentavam um número amostral reduzido, e por isso
talvez não seria possível conhecer a distribuição probabilística da população, e neste sentido
este método se apresenta uma boa opção já que permite uma distribuição bootstrap (maior
distribuição) no lugar da distribuição amostral. Esse método foi introduzido por Efron (1979) e
vem ganhando espaço com o avanço da computação.
O método de Correção de Vício Acelerado (CBa, sigla em inglês) admite que o
intervalo de confiança da média seja assimétrico, principalmente, quando os dados estiverem
com uma assimetria muito forte em relação às medianas.
Sendo assim, para as comparações entre três ou mais amostras (entre espécies e entre
hábitos alimentares), assim como a comparação entre as aldeias para os resultados dos cálculos
da avaliação de risco, os intervalos de confiança das médias (IC) foram calculados pelo método
Bootstrap não-paramétrico via CBa, garantindo resultados mais confiáveis, principalmente, por
não exigir nenhuma suposição e devido ao baixo N amostral.
Para a comparação entre dois grupos (estações de seca e de chuvas) utilizou-se o teste
U de Wilcoxon-Mann-Whithey, principalmente, porque neste caso as amostras apresentavam
N amostral maior que 10. Ambos os testes utilizados são aplicados quando não há uma
distribuição normal nos dados, portanto, são testes não paramétricos.
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Análises dos solos das plantações coletados em épocas de seca e chuvas
5.1.1 Teores de Hg-T nos solos
As Figuras 14 e 15 mostram a distribuição dos teores de Hg-T nos solos, por tipo de
plantação coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade durante as épocas de seca e chuvas,
respectivamente.
63
Figura 14 – Distribuição das concentrações de Hg-T nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca
Nota-se uma maior variabilidade dos teores de Hg-T para o solo da aldeia Nazaré na
época de seca, principalmente pela dispersão dos valores encontrados para Dioscorea trifida e
Dioscorrea cayennensis, enquanto a menor variabilidade foi verificada para os solos da
Trindade, embora, a presença de dois outliers para o solo de Musa x paradisiaca (Fig.14).
Figura 15 – Distribuição das concentrações de Hg-T nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas
0.000
0.030
0.060
0.090
0.120
Nazaré Serrinha TrindadeMusa x paradisíaca
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.020
0.045
0.070
0.095
0.120
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea cayennensis
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.020
0.045
0.070
0.095
0.120
Nazaré Serrinha TrindadeZea mays
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.020
0.045
0.070
0.095
0.120
Nazaré Serrinha TrindadeIpomoea batatas
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.020
0.036
0.053
0.069
0.085
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea trifida
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.000
0.030
0.060
0.090
0.120
Nazaré Serrinha TrindadeManihot esculenta
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.030
0.049
0.068
0.086
0.105
Nazaré Serrinha TrindadeMusa x paradisíaca
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.025
0.043
0.060
0.078
0.096
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea cayennensis
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.030
0.045
0.060
0.075
0.090
Nazaré Serrinha TrindadeZea mays
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.028
0.044
0.059
0.074
0.090
Nazaré Serrinha TrindadeIpomoea batatas
Hg-
T(m
g.kg
1)
-0.016
0.020
0.057
0.093
0.130
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea trifida
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.020
0.042
0.065
0.088
0.110
Nazaré Serrinha TrindadeManihot esculenta
Hg-
T(m
g.kg
1)
64
Diferentemente do período de seca percebe-se (Fig. 15) uma menor variabilidade das
observações (teores de Hg-T) para Nazaré durante a estação chuvosa, enquanto que observada
uma dispersão semelhante entre os valores encontrados para os solos coletados nas aldeias
Serrinha e Trindade.
As Tabelas 1 e 2 apresentam o tratamento estatístico das médias dos teores de Hg-T nos
solos das diferentes plantações vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nas
estações de seca e chuvas, respectivamente.
Tabela 1 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca, por tipo de plantação
PERÍODO DE SECA
Solo da lavoura Aldeia N *Média± DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisíaca
(Banana-da-terra)
Nazaré 3 0,028±0,004 0,025 0,031 B
Serrinha 3 0,100±0,007 0,094 0,105 A
Trindade 3 0,027±0,010 0,014 0,032 B
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 0,071±0,024 0,049 0,086 AB
Serrinha 3 0,081±0,007 0,075 0,086 A
Trindade 3 0,052±0,006 0,046 0,056 B
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 0,043±0,016 0,034 0,058 B
Serrinha 3 0,089±0,016 0,078 0,100 A
Trindade 3 0,047±0,016 0,036 0,059 B
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 0,046±0,013 0,036 0,055 B
Serrinha 3 0,096±0,012 0,087 0,105 A
Trindade 3 0,052±0,004 0,050 0,055 B
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 0,046±0,022 0,030 0,061 AB
Serrinha 3 0,067±0,010 0,060 0,075 A
Trindade 3 0,039±0,003 0,037 0,041 B
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 0,079±0,015 0,069 0,091 A
Serrinha 3 0,067±0,010 0,060 0,075 A
Trindade 3 0,035±0,012 0,025 0,043 B
*Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para os solos da mesma cultura
vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de seca.
65
No período de seca a aldeia Serrinha apresentou isoladamente as maiores concentrações
médias de Hg-T para os solos de três das seis plantações estudadas, enquanto que os solos
das aldeias Trindade e Nazaré apresentaram-se iguais estatisticamente com a segunda maior
concentração para os solos de cinco culturas vegetais, tendo se diferido somente no caso de
Manihot esculenta quando Nazaré foi responsável pelo maior percentual médio de Hg-T entre
as duas, não se diferindo de Serrinha (Tab. 1).
Tabela 2 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de plantação
PERÍODO DE CHUVAS
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-terra)
Nazaré 3 0,044±0,006 0,040 0,048 C
Serrinha 3 0,094±0,007 0,087 0,099 A
Trindade 3 0,081±0,009 0,072 0,086 B
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 0,041±0,011 0,034 0,051 B
Serrinha 3 0,078±0,013 0,068 0,087 A
Trindade 3 0,048±0,004 0,045 0,051 B
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 0,057±0,009 0,051 0,064 A
Serrinha 3 0,073±0,014 0,061 0,082 A
Trindade 3 0,062±0,012 0,051 0,070 A
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 0,038±0,006 0,033 0,042 B
Serrinha 3 0,084±0,003 0,080 0,086 A
Trindade 3 0,041±0,013 0,033 0,052 B
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 < LDT < LDT 0,022 ---
Serrinha 3 0,091±0,019 0,081 0,109 A
Trindade 3 0,043±0,006 0,039 0,048 B
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 0,086±0,009 0,080 0,093 A
Serrinha 3 0,063±0,006 0,060 0,069 B
Trindade 3 0,048±0,006 0,042 0,052 C
*Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. < LDT: Concentração de Hg-T abaixo do Limite de Detecção da Técnica analítica
(0,015 mg.kg-1). --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de Hg-T < LDT.
Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para os solos da mesma cultura vegetal não diferem entre si
(p>0,05) com relação às aldeias no período de chuvas.
66
A comparação considerando o período de chuvas (Tab. 2) destaca novamente a aldeia
Serrinha por ter apresentado os maiores teores de Hg-T observados para os solos de quatro
plantações (Musa x paradisiaca, Dioscorea cayennensis, Ipomoea batatas e Dioscorea trifida),
não tendo diferido das outras aldeias com relação ao solo da plantação de Zea mays.
A Figura 16 mostra a distribuição das observações (à esquerda) e os Intervalos de
Confiança (à direita) das médias de Hg-T para os solos de todas as plantações vegetais coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas.
Figura 16 – Distribuição dos teores de Hg-T (à esquerda) e Intervalos de Confiança (IC) das
médias (à direita) obtidas para os solos de todas as culturas vegetais, por aldeia nos períodos
de seca e chuvas
A alta variabilidade observada para as concentrações de Hg-T entre as estações seca e
chuvosa para a mesma aldeia, interpretada pelas amplitudes entre os valores mínimos e
máximos, pode ser explicada devido às amostras terem sido provenientes de três lavouras
(roças) diferentes e distantes em média de 300 metros umas das outras para cada aldeia e cada
vegetal, o que pode ter implicado em maior dispersão das observações de Hg-T nos solos.
Os intervalos de confiança (IC) das médias apresentados na Figura 16 sugeriram
diferença entre os teores de Hg-T nos períodos de seca e de chuvas para os solos das plantações
0.0040.0260.0490.0720.094
Chuva Seca
Trindade
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.0350.0420.0480.0550.061
Chuva Seca
Trindade
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.0520.0720.0910.1100.130
Chuva Seca
Serrinha
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.0740.0780.0810.0850.089
Chuva Seca
Serrinha
Hg-
T(m
g.kg
1)
-0.020 0.012 0.045 0.078 0.110
Chuva Seca
Nazaré
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.0340.0410.0480.0540.061
Chuva Seca
Nazaré
Hg-
T(m
g.kg
1)
67
da aldeia Trindade, visto que os seus respectivos valores de IC inferior e superior não se
encontraram entre si para os dois períodos de coleta. O contrário foi visualizado para as outras
aldeias, sugerindo igualdade entre elas durante as duas estações pluviais avaliadas, já que para
ambas as situações os IC se encontraram entre os diferentes períodos sazonais.
A Tabela 3 mostra a comparação estatística entre os teores médios de Hg-T dos solos
de todas as plantações vegetais por aldeia, nos períodos de seca e chuvas assim como a
comparação entre as três aldeias para cada período pluvial.
Tabela 3 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas
Aldeia Período pluvial N *Média±DP Teste de Médias
Trindade Chuvas 18 0,053±0,007 Ab
Seca 18 0,042±0,014 Bb
Serrinha Chuvas 18 0,081±0,015 Aa
Seca 18 0,083±0,016 Aa
Nazaré Chuvas 15 0,045±0,008 Ac
Seca 18 0,052±0,015 Ab *Concentração média de Hg-T expressa mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. Médias seguidas de letras maiúsculas iguais na mesma coluna para os solos da
mesma aldeia não diferem entre si (p>0,05) com relação aos períodos de chuvas e seca. Médias seguidas de letras
minúsculas iguais para o mesmo período pluvial não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias.
A média do teor de Hg-T obtida para os solos da aldeia Nazaré na época de chuvas foi
calculada a partir de um N amostral 15, posto que os solos de D. trifida (N=3) apresentaram
concentrações < LDT (Limite de detecção da técnica analítica) nesse período de coleta e por
isso foram desconsiderados nesse caso. Somente os solos coletados na aldeia Trindade
apresentaram concentrações médias diferentes entre as épocas de seca e de chuvas, com o maior
valor para as amostras coletadas no período chuvoso, tendo os resultados do teste U-Wilcoxon
(comparação pareada) confirmado as suposições levantadas através dos IC calculados por
Bootstrap (Fig. 16).
A comparação estatística entre as aldeias para um mesmo período pluvial mostrou que
os solos da Serrinha apresentaram as maiores concentrações médias de Hg-T em comparação
com as demais aldeias, tanto no período chuvoso quanto de seca.
Os solos de cada tipo de vegetal obtiveram resultados de Hg-T mais expressivos,
significativamente para D. caynnensis e I. batatas na época de seca enquanto que no período
chuvoso para M. esculenta e M. paradisiaca.
68
Uma análise particular dos solos das diferentes plantações e coletados nas três aldeias
revelou Serrinha>Trindade>Nazaré quanto às concentrações de Hg-T nos solos das suas roças
em ambas as estações de coleta.
Wong et al. (2003) verificaram uma maior deposição atmosférica de metais pesados
(Hg, Cu, Cr e Zn) no verão do que no inverno. Os autores justificaram o resultado devido ao
efeito de lavagem do solo durante o verão, estação essa marcada por grandes volumes de chuvas
naquela região subtropical da China, assim como ocorre na Amazônia brasileira aonde está
localizada a área de coleta dessa pesquisa, embora, não ter sido constatada nesse estudo forte
influência do nível de precipitação de chuvas nos solos das plantações, com diferença entre os
períodos de coletas somente para uma (Trindade) das três aldeias.
A Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente no 420 (CONAMA, 2009)
estabelece como valor de prevenção em solos 0,5 mg.Hg-T.kg-1para solos agrícolas. Todas as
amostras de solos analisadas nesse estudo apresentaram valores consideravelmente inferiores
ao limite máximo tido como confiável pelo CONAMA. Entre as aldeias, os solos coletados na
Serrinha apresentaram os valores médios (períodos de chuvas e seca) mais próximos do limite
máximo preconizado pela referida legislação, quando comparados com as concentrações
médias de Hg-T encontradas para os solos das demais aldeias.
O fato de as amostras de solos coletadas nas plantações da aldeia Trindade terem
apresentado maior valor médio de Hg-T na época de chuvas em comparação com o período de
seca pode ter a ver com a lixiviação provocada no solo pelas chuvas nesse período de coleta,
lavando os componentes químicos dos solos circunvizinhos, inclusive o mercúrio para a área
de coleta. Isso porque, das três roças da aldeia Trindade das quais foram coletadas as amostras
de solos, duas fazem divisa à montante com outras áreas já desmatadas pelos indígenas e que
servirão para novas plantações podendo, portanto, o mercúrio desses solos circunvizinhos ter
sido lavado e carreado pela água da chuva para essas roças.
Magarelli e Fostier (2005b) encontraram valores de fluxos de Hg na interface
solo/atmosfera de áreas desmatadas da bacia hidrográfica do rio Negro (AM) bem superiores
que para as áreas de floresta (média de 12,3 ± 9,9 pmol.m-2.h-1), permitindo aos autores
concluírem que a ausência de vegetação aumenta significativamente os fluxos de transporte de
Hg, tanto em áreas de terra firme quanto em áreas inundáveis, podendo esse elemento ser
novamente depositado nos solos, motivo pelo qual foi levantada a suposição da lixiviação do
mercúrio dos solos próximos (que se encontravam desmatados) para as áreas de coleta na aldeia
Trindade.
69
Esse resultado pode ainda estar relacionado com alguns fatores de ordens física e
química dos solos, pois, de acordo com o que explicaram Soares et al. (2015a) a absorção de
mercúrio depende também das características físico-químicas do solo, entre as quais o pH e a
umidade, assim como pode haver relação com a quantidade de matéria orgânica depositada no
solo e também com o teor de mercúrio gasoso na atmosfera que por sua vez, segundo Magarelli
e Fostier (2005a) retorna ao solo e é aumentado pelo desflorestamento. Porém, esses parâmetros
físico-químicos não foram analisados nesse estudo.
Quando tratou em uma revisão bibliográfica sobre as interações entre o mercúrio e a
matéria orgânica dissolvida Ravichandran (2004) colocou que quanto maior a quantidade de
matéria orgânica no solo maior tende a ser a absorção e deposição de mercúrio na sua forma
mais tóxica, o metilmercúrio (MeHg). Isso porque, a matéria orgânica presente no solo é
constituída de até 75 % de enxofre, elemento este que forma com o Hg sulfeto de mercúrio, um
substrato para a metilação do metal através da ação de bactérias sulfato redutoras, explicou
Ravichandran (2011), que corroborou com Bisinoti e Jardim et al. (2004).
Os resultados médios de Hg-T obtidos nessa pesquisa para os solos coletados na aldeia
Serrinha durante as épocas de chuvas e de seca são muito inferiores aos que encontraram Qiu et
al. (2005) em solos de áreas assim como nesse estudo sem influência de mineração no distrito
de Wanshan, na China (0,10 a 1,2 mg.kg-1 de Hg-T), enquanto que se comportaram próximos
ao valor médio encontrado (0,081 mg.kg-1) por Soares et al. (2015b) quando dosaram Hg-T em
amostras de solos coletadas em áreas de mata natural não impactadas por atividades agrícolas
e industriais dos estados de Minas Gerais e Rio de Janeiro.
Por outro lado, os solos das aldeias Trindade e Nazaré apresentaram valores inferiores
aos verificados pelos autores mencionados, e em alguns casos próximos aos valores
intermediários identificados por Carvalho (2016), que encontrou uma concentração entre 0,003
e 0,355 mg.Hg-T.kg-1 em solos das proximidades do reservatório da Hidrelétrica Santo
Antônio, localizada na bacia hidrográfica do rio Madeira, Rondônia, Brasil.
Apesar dos baixos teores de Hg-T nos solos das plantações coletados nas diferentes
aldeias, é sabido que os solos amazônicos são um importante reservatório desse metal devido a
sua longa história de bioacumulação (MAINVILLE et al., 2006; ROULET; LUCOTTE, 1995).
Ao estudarem a emissão de mercúrio gasoso após o desmatamento seguido de queimadas em
diferentes áreas da região de Nova York (EUA) e no Acre -(Amazônia brasileira), Carpi et al.
(2014) observaram que o solo desmatado liberou 0,41g/ha-1/ano-1 no experimento americano e
2,3 g/ha-1/ano-1 de mercúrio gasoso para a atmosfera no experimento brasileiro, permitindo aos
autores sugerirem que o desmatamento na Amazônia brasileira tem induzido alterações na
70
composição mineral do solo e levado a contaminação dos compartimentos bióticos e não
bióticos por mercúrio.
Comte et al. (2013) acrescentaram que tais mudanças induzidas pelo desmatamento
acarretam numa drástica perda de fertilidade e compactação de solos desencadeando erosões,
situação essa que segundo Berzas-Nevado et al. (2010) é agravada com os grandes volumes de
chuvas nessa região do país em um curto período de tempo, o que leva à lixiviação do mercúrio
natural nos solos amazônicos ou presentes devido à atividades antropogênicas para os rios da
região (ROULET et al., 1998).
Com o objetivo de avaliar os impactos do desmatamento nos níveis de fertilidade e de
Hg em solos de áreas desmatadas (pastagens) e com vegetação primária da Amazônia
Equatoriana ao entorno do rio Napo, Mainville et al. (2006) observaram uma diminuição
significativa na matéria orgânica (15 a 70 %) e redução de até 60 % nas concentrações de Hg
nos solos superficiais (0-5cm) cobertos com pastagens em comparação com os solos das
florestas (vegetação primária).
Os autores supracitados (MAINVILLE et al., 2006) identificaram também que quanto
maior o tempo em que a área foi desmatada, menores foram as concentrações de matéria
orgânica e de Hg nos solos das pastagens. Com esses achados os pesquisadores concluíram que
a erosão do solo, aumentada pelo desmatamento e associada à lixiviação ao longo do tempo
atua como fonte de Hg para os ecossistemas aquáticos, podendo contribuir para a contaminação
dos peixes da bacia hidrográfica do Rio Napo por metilmercúrio, elemento esse com atividade
neurotóxica aos seres humanos. Valle et al. (2006) corroboraram com Mainville et al. (2006)
quando propuseram que a matéria orgânica é um importante fator para o transporte de mercúrio
elementar de solos de montanhas e zonas húmidas para a água dos rios e também para a sua
retenção nos solos.
Os resultados de Mainville et al. (2006) se relacionam com os encontrados nesse estudo
já que as áreas de plantações da aldeia Serrinha são mais novas (entre 8 meses e 3 anos) em
relação à Trindade (entre 1,2 meses e 4 anos) e Nazaré (2 a 5 anos), informações essas obtidas
através de comunicação pessoal com os representantes indígenas de cada aldeia. Isso porque,
pode-se inferir que em função do desmatamento mais recente para o preparo das áreas de
plantações da aldeia Serrinha, os solos das plantações sofreram menos erosão e lixiviação em
relação aos solos das demais aldeias e por isso podem ter apresentado maiores concentrações
médias de Hg-T para os solos de algumas culturas vegetais em comparação com os solos de
Trindade e Nazaré.
71
Além da explicação anterior, supõe-se que por serem mais novas as áreas de plantação
da aldeia Serrinha, mais Hg-T tem no solo, pois, as mesmas sofreram menor quantidade de
queimadas entre uma colheita e outra, procedimento esse segundo informaram os indígenas
necessário para o preparo da área antes de novo plantio, posto, que elimina as ervas daninhas,
já que não fazem uso de defensivos agrícolas em suas plantações.
Essa suposição foi levantada pelo que informaram Mailman e Bodaly (2005) quando
encontraram uma redução de 79 % do Hg-T de solos após sucessivas queimadas, os quais
sugeriram a queima da vegetação antes da inundação para reservatórios hidrelétricos, pois, de
acordo com os autores esse procedimento reduz significativamente a quantidade de Hg
inorgânico a ser metilado posteriormente nas águas represadas.
Outros pesquisadores (PACYNA; MUNCH, 1991; RAISON et al., 1985) já haviam
comprovado que o Hg elementar (Hg0) é altamente volátil a temperaturas entre 100 e 200 oC e
por isso também defenderam o potencial das queimadas para a redução dos níveis de Hg-T nos
solos antes da inundação de áreas que servirão como reservatório de usinas hidrelétricas.
Por outro lado, vale ressaltar que o mercúrio metálico ou elementar quando submetido
a altas temperaturas pode permanecer na atmosfera por meses ou até anos e retornar para os
solos revelando-se, deste modo, muito importante no ciclo biogeoquímico do mercúrio, pois,
pode sofrer oxidação e formar os outros estados: o mercuroso (Hg+1) e o mercúrico (Hg+2), que
combinados com elementos como o cloro, enxofre ou oxigênio formam sais de mercúrio (sais
mercurosos e mercúricos), que ao se ligarem covalentemente a pelo menos um átomo de
carbono, dá origem a compostos de mercúrio orgânico (metilmercúrio, etilmercúrio,
fenilmercúrio), as formas mais tóxicas desse elemento (VEIGA et al., 1994).
Com o intuito de elucidar a importância do pulso da inundação na deposição,
remobilização e distribuição de mercúrio e matéria orgânica em solos e sedimentos na bacia do
Rio Madeira (Amazônia brasileira), região essa com influência da mineração de ouro, Almeida
et al. (2014) encontraram valores de Hg-T na ordem de 0,053 e 0,067 mg.kg-1 na região do lago
do Puruzinho, Humaitá, Amazonas. Esses resultados são, portanto, próximos aos verificados
para os solos das aldeias Nazaré e Trindade em ambos os períodos sazonais, porém, inferiores
aos encontrados nos solos da Serrinha, o que era inesperado já que as áreas desse estudo não
tem histórico precedente de uso para extração mineral, diferente da região estudada por Almeida
et al. (2014).
O Hg nos solos dessas aldeias podem ser de origem natural do solo ou ainda por se
tratar de uma região com exploração acentuada da agricultura nos últimos anos, e portanto, que
seja proveniente de resíduos de defensivos agrícolas carreados para os solos da TI Rio Branco
72
por meio de lixiviação ou preciptação gasosa e pluvial. A hipótese sobre a transferência gasosa
também é levantada baseando-se no que disseram Yang et al. (2016) e Cooke et al. (2009),
quando informaram que esse poluente global pode ser transportado por muito tempo e por
longas distâncias em sua forma elementar gasosa (Hg0), que por sua vez pode ter sido carreado
de outras áreas do estado de Rondônia como, por exemplo, da região do Madeira, oxidado e
depositado na região do estudo.
Cabe ressaltar que a área de estudo se encontra localizada a uma distância aproximada
de 415 quilômetros em linha reta da região do Rio Madeira, em Porto Velho, conhecida pela
alta atividade de mineração de ouro e com vários registros de níveis elevados de mercúrio nos
mais diferentes compartimentos abióticos e também bióticos (ALMEIDA et al., 2014).
Segundo Kirk et al. (2012) e Rydberg et al. (2010) uma grande porção do Hg presente
nos solos é associada com a constituição mineral e matéria orgânica devido à sua alta afinidade
de ligação, implicando suspeitar que mais esse fator pode ter responsabilidade nos teores de
Hg-T encontrados nos solos das aldeias estudadas, principalmente da Serrinha, que sofreu
menos lixiviação nos seus solos já que foram preparados mais recentemente para as plantações
vagetais (roças), portanto, pode ter uma maior quantidade de matéria orgânica decorrente da
retirada mais recente da vegetação de floresta.
De acordo com Miranda (2010) a disponibilidade do mercúrio no solo para os
microorganismos metiladores pode ser influenciada por fatores ambientais como: interação
química com complexos orgânicos e inorgânicos, pH, potencial redox e temperatura.
Colombo et al. (2013) corroborou com Miranda (2010) quando também demonstraram
que a produção de MeHg em solos inundados é maior que em ambientes de terra firme, e
acrescentaram que a concentração de MeHg não depende somente do teor de Hg-T e também
do estoque de carbono e da quantidade e tipo de microorganismos.
5.1.2 Teores de MeHg nos solos
Nessa seção é importante lembrar que não há legislação que aponte valores de prevenção
para a presença de MeHg em solos. As Figuras 17 e 18 apresentam a distribuição dos níveis de
MeHg nos solos das plantações vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos
períodos de baixa (estação seca) e alta preciptação pluvial (estação chuvosa).
73
Figura 17 – Distribuição das concentrações de MeHg nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca
Houve menor variabilidade dos teores de MeHg para os solos de M. paradisiaca
coletados nas três aldeias durante o período de seca, de mesmo modo que os solos desse vegetal
apresentaram comportamento mais simétrico em relação às medianas obtidas para cada uma
das aldeias. Para Hg-T foi observada situação semelhante em ambos os casos.
Figura 18 – Distribuição das concentrações de MeHg nos solos das plantações vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas
0.00000
0.00011
0.00022
0.00033
0.00044
Nazaré SerrinhaTrindadeMusa x paradisíaca
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00000
0.00014
0.00028
0.00042
0.00056
Nazaré SerrinhaTrindadeDioscorea cayennensis
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00000
0.00017
0.00035
0.00052
0.00070
Nazaré SerrinhaTrindadeZea mays
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00000
0.00016
0.00031
0.00047
0.00063
Nazaré SerrinhaTrindadeIpomoea batatas
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00000
0.00064
0.00127
0.00191
0.00254
Nazaré SerrinhaTrindadeDioscorea trifida
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00000
0.00011
0.00022
0.00033
0.00044
Nazaré SerrinhaTrindadeManihot esculenta
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00015
0.00020
0.00026
0.00031
0.00037
Nazaré Serrinha TrindadeMusa x paradisíaca
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00018
0.00035
0.00052
0.00069
0.00087
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea cayennensis
MeH
g(m
g.k
g1)
-0.00018
0.00012
0.00042
0.00072
0.00102
Nazaré Serrinha TrindadeZea mays
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00014
0.00019
0.00023
0.00028
0.00032
Nazaré Serrinha TrindadeIpomoea batatas
MeH
g(m
g.k
g1)
-0.00013
0.00062
0.00136
0.00211
0.00285
Nazaré Serrinha TrindadeDioscorea trifida
MeH
g(m
g.k
g1)
0.00009
0.00017
0.00026
0.00034
0.00043
0.00051
Nazaré Serrinha TrindadeManihot esculenta
MeH
g(m
g.k
g1)
74
Nota-se uma maior variabilidade dos teores de MeHg para o solo da aldeia Nazaré na
época de chuvas, demonstrada principalmente pela dispersão dos valores encontrados para as
plantações de I. batatas e D. trifida, seguida da aldeia Trindade, enquanto o conjunto de
observações se apresentou mais simétrico para a Serrinha, apesar da maioria das observações
(teores de MeHg) obtidas para os solos de D. caynnensis se encontrarem no terceiro e quarto
quartis. As Tabelas 4 e 5 mostram o tratamento estatístico dos teores de MeHg nos solos das
diferentes plantações para as três aldeias nas épocas de seca e de chuvas, respectivamente.
Tabela 4 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca, por tipo de plantação
PERÍODO DE SECA
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-
terra)
Nazaré 3 0,00034±0,000 0,00026 0,00040 AB
Serrinha 3 0,00029±0,000 0,00023 0,00033 B
Trindade 3 0,00039±0,000 0,00035 0,00041 A
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 0,00032±0,000 0,00026 0,00037 A
Serrinha 3 0,00033±0,000 0,00020 0,00045 A
Trindade 3 0,00023±0,000 0,00014 0,00028 A
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 0,00023±0,000 0,00017 0,00028 A
Serrinha 3 0,00035±0,000 0,00014 0,00048 A
Trindade 3 0,00023±0,000 0,00019 0,00025 A
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 0,00026±0,000 0,00025 0,00027 A
Serrinha 3 0,00030±0,000 0,00023 0,00036 A
Trindade 3 0,00029±0,000 0,00011 0,00046 A
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 0,00197±0,000 0,00137 0,00228 A
Serrinha 3 0,00050±0,000 0,00025 0,00066 B
Trindade 3 0,00026±0,000 0,00016 0,00031 B
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 0,00035±0,000 0,00021 0,00042 A
Serrinha 3 0,00012±0,000 0,00008 0,00014 B
Trindade 3 0,00020±0,000 0,00016 0,00023 A
*Concentração média de MeHg expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para os solos da mesma cultura
vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de seca.
75
Os solos de três plantações coletados no período de seca (Tab. 4) apresentaram teores
médios de MeHg significamente iguais entre as aldeias, enquanto que a aldeia Serrinha foi
responsável pelas menores concentrações de MeHg nos solos das outras três plantações,
isoladamente ou concomitantemente com Nazaré e Trindade, apesar de ter sido a aldeia para a
qual foram obtidos os maiores níveis de Hg-T no mesmo período de coleta. O contrário foi
verificado para os solos da Nazaré, quando se comportaram representativos com relação a
MeHg, embora, com a menor concentração média de Hg-T no mesmo período sazonal.
Tabela 5 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de plantação
PERÍODO DE CHUVAS
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste
de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-
terra)
Nazaré 3 0,00032±0,000 0,00030 0,00034 A
Serrinha 3 0,00029±0,000 0,00024 0,00031 AB
Trindade 3 0,00022±0,000 0,00016 0,00026 B
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 0,00035±0,000 0,00028 0,00041 A
Serrinha 3 0,00047±0,000 0,00026 0,00067 A
Trindade 3 0,00026±0,000 0,00019 0,00031 A
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 0,00026±0,000 0,00023 0,00028 A
Serrinha 3 0,00025±0,000 0,00006 0,00036 A
Trindade 3 0,00044±0,000 0,00020 0,00063 A
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 0,00022±0,000 0,00016 0,00026 A
Serrinha 3 0,00027±0,000 0,00025 0,00029 A
Trindade 3 0,00023±0,000 0,00020 0,00027 A
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 0,00130±0,000 0,00029 0,00208 A
Serrinha 3 0,00026±0,000 0,00021 0,00028 B
Trindade 3 0,00022±0,000 0,00017 0,00026 B
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 0,00036±0,000 0,00026 0,00044 A
Serrinha 3 0,00013±0,000 0,00009 0,00015 B
Trindade 3 0,00034±0,000 0,00020 0,00044 A
* Concentração média de MeHg expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para os solos da mesma cultura
vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de chuvas.
76
Os resultados dos conteúdos de MeHg nas amostras de solos coletadas no período de
chuvas (Tab. 5) foram diferentes do ocorrido para a época de seca somente com relação aos
solos de M. paradisiaca, tendo Nazaré se destacado novamente, juntamente com Serrinha com
as maiores concentrações médias de MeHg nos solos de suas roças.
A Figura 19 mostra a distribuição das observações (à esquerda) e os Intervalos de
Confiança (à direita) das médias de MeHg dos solos de todas as plantações vegetais coletados
nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas.
Figura 19 – Distribuição dos teores de MeHg (à esquerda) e Intervalos de Confiança (IC) das
médias (à direita) obtidas para os solos de todas as culturas vegetais, por aldeia nos períodos
de seca e chuvas
Os IC das médias de MeHg obtidos para cada uma das aldeias se encontram entre os
períodos de seca e chuvas (Fig. 19), sugerindo que não houve influênça da sazonalidade para
esse elemento nos solos das plantações, o que foi comprovado pelo teste de diferença de médias.
-0.000340.000420.001180.001940.00270
Chuva SecaNazaré
MeH
g(m
g.kg
1)
0.000210.000440.000670.000890.00112
Chuva SecaNazaré
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000130.000140.000410.000680.00096
Chuva SecaSerrinha
MeH
g(m
g.kg
1)
0.000130.000220.000320.000410.00051
Chuva SecaSerrinha
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000140.000120.000370.000620.00087
Chuva SecaTrindade
MeH
g(m
g.kg
1)
0.000150.000230.000310.000390.00046
Chuva SecaTrindade
MeH
g(m
g.kg
1)
77
A Tabela 6 mostra a comparação estatística entre os teores médios de MeHg dos solos
de todas as plantações vegetais por aldeia, nos períodos de seca e chuva, assim como a
comparação entre as três aldeias para cada período pluvial.
Tabela 6 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas
Aldeia Período pluvial N *Média±DP Teste de Médias
Nazaré Chuvas 18 0,00047±0,0005 Aa
Seca 18 0,00058±0,0006 Aa
Serrinha Chuvas 18 0,00028±0,0002 Ab
Seca 18 0,00031±0,0002 Ab
Trindade Chuvas 18 0,00029±0,0001 Ab
Seca 18 0,00027±0,0001 Ab *Concentração média de MeHg expressa mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da
amostra. IC: Intervalo de confiança da média. Médias seguidas de letras maiúsculas iguais na mesma coluna para
os solos da mesma aldeia não diferem entre si (p>0,05) com relação aos períodos de chuvas e seca. Médias seguidas
de letras minúsculas iguais para o mesmo período pluvial não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias.
A maior representatividade da aldeia Nazaré com relação à concentração de mercúrio
orgânico (MeHg), por tipo de vegetal, tanto no período de seca quanto de chuvas fica
evidenciada nos resultados estatísticos apresentados na Tabela 6, já que foi a aldeia com a maior
concentração média de MeHg nos solos tanto no período seco quanto chuvoso em comparação
com Serrinha e Trindade, ambas iguais entre si para MeHg. Não foi verificada diferença
estatística entre os solos coletados na mesma aldeia durante as estações seca e chuvosa. Cabe
ressaltar que, embora, a aldeia Serrinha tenha apresentado as maiores concentrações médias de
Hg-T nos solos (Tab. 3) em comparação com Trindade e Nazaré apresentou juntamente com
Trindade os menores níveis médios de MeHg, tanto no período de chuvas quanto de seca.
O fato da área utilizada para as plantações (roças) da aldeia Serrinha, seguida da área da
aldeia Trindade serem mais novas em relação à Nazaré também pode ter influenciado para esse
resultado, uma vez que pode não ter tido tempo e condições sufucientes para que o Hg-T
presente no solo fosse convertido a MeHg através de processo químico oxidativo e de metilação
(microbiano), ou ainda devido apresentar pouca quantidade de matéria orgânica e nutrientes
nos solos das plantações dessas duas aldeias, já que essas áreas foram utilizadas para poucos
ciclos de plantio, conforme explicado anteriormente.
Estudos já realizados sobre a conversão do Hg-T a MeHg em ambientes contendo água
e sedimentos contaminados com mercúrio inorgânico apresentaram valores consideravelmente
78
distintos dos encontrados nessa pesquisa. A exemplo, para sedimentos aeróbios do Japão
contaminados com cloreto de mercúrio (HgCl2) durante 28 dias com taxa de metilação de 1,39
ng.g-1/dia (CRAIG; MORETON, 1984), equivalendo a 2 % ao dia enquanto que para solos
oriundos da Flórida (EUA) contaminados com 1 µg.g-1 a formação de MeHg foi de 2,30 a 46,6
ng.g-1/dia (VAITHIYANATHAN et al., 1996). Estes resultados demonstram que a formação
de MeHg pode ocorrer tanto em sedimentos quanto em solos, em condições aeróbias e
anaeróbias, sendo dependente das características destes compartimentos ambientais entre as
quais a quantidade e deposição atmosférica de mercúrio inorgânico, pH, quantidade de matéria
orgânica e presença de sulfetos (ZHAO et al., 2016).
Os valores médios de MeHg detectados nesse estudo para os solos coletados nas duas
estações sazonais e para as três aldeias são superiores aos encontrados por Qiu et al. (2005) em
solos do território chinês também distantes de área de mineração, com concentrações que
variaram de 0,00015 a 0,00028 mg.kg-1, e inferiores à concentração média (0,102 mg.kg-1) em
solos de terra firme ao entorno de tributários do Rio Madeira, nas proximidades de áreas
inundadas da UHE Santo Antônio Energia (CARVALHO, 2016).
5.1.3 Razões MeHg/Hg-T nos solos
Não foi calculada a razão MeHg/Hg-T para os solos de D. trifida (N=3) coletados na
aldeia Nazaré na época de chuvas, já que para o solo desse vegetal o Hg-T foi < LDT conforme
mostrado na Tabela 2. Assim considerou-se para a Nazaré um N amostral de 15 enquanto que
para as demais aldeias de 18, para cada período pluvial, o que não prejudicou o tratamento dos
dados, pois, os mesmos foram submetidos a análise por meio de um método para comparação
de dados não balanceados (N amostral diferente entre as amostras) e que não seguem uma
distribuição normal, bem como para conjuntos de amostras com número de observações
reduzido, o Bootstrap.
De acordo com os resultados apresentados na sequência através da Figura 20, nota-se
que não houve diferença significativa para as razões MeHg/Hg-T entre os períodos de coleta
(seca e chuvas) para as três aldeias. No entanto, a comparação estatística entre as aldeias para
cada período pluvial mostra Nazaré>Trindade>Serrinha durante a seca, com percentuais de
MeHg em relação ao conteúdo de Hg-T na ordem de 1,47 %, 0,79 % e 0,39 %, respectivamente.
A Figura 20 mostra a comparação entre as razões MeHg/Hg-T médias obtidas para os
solos de todas as culturas vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade, assim
79
como os IC das médias e as diferenças significativas (p<0,05) entre elas, durante os períodos
de seca e chuvas para cada aldeia.
Figura 20 – Comparação entre as razões médias MeHg/Hg-T dos solos coletados nas aldeias
Nazaré, Serrinha e Trindade, nos períodos de seca e chuvas
As proporções de MeHg no total de mercúrio observadas durante a estação chuvosa não
se distinguem muito daquelas encontradas para a época de seca, tendo os solos da Nazaré sido
responsáveis pelo maior percentual médio (0,62 %) de MeHg, juntamente (p<0,05) com as
amostras coletadas na aldeia Trindade (0,55 %), que por sua vez não diferiu estatisticamente de
Serrinha (0,34 %).
O fato dos solos da Nazaré ter tido maior representatividade para os teores de MeHg em
comparação com os solos das demais aldeias no período de seca e também de chuvas, implicou
em maior proporção de MeHg com relação ao total de mercúrio. De mesmo modo que devido
os solos da aldeia Serrinha terem respondido pelas menores concentrações de MeHg refletiu
em baixas razões MeHg/Hg-T. Esses resultados eram esperados já que devido o cálculo se tratar
de uma fração contendo como numerador o valor obtido para MeHg e como denominador a
0.312.705.087.479.85
Chuva SecaNazaré
MeH
g/H
g-T
A
A
0.01.12.23.34.4
Seca Chuva
Nazaré
MeH
g/H
g-T
0.100.310.530.750.96
Chuva SecaSerrinha
MeH
g/H
g-T
A A
0.000.170.330.500.67
Seca Chuva
Serrinha
MeH
g/H
g-T
0.180.741.301.852.41
Chuva SecaTrindade
MeH
g/H
g-T
A
A
0.000.360.721.081.44
Seca Chuva
Trindade
MeH
g/H
g-T
80
concentração de Hg-T, quanto maior o teor de MeHg e menor o nível de Hg-T, maior a razão
MeHg/Hg-T.
De uma maneira geral, esses resultados mostram que os solos da aldeia Nazaré
apresentaram uma maior proporção de MeHg (Hg orgânico) no total de Hg inorgânico (Hg-T),
valendo reforçar que esse metal na forma orgânica apresenta uma maior toxidade aos seres
vivos.
De acordo com Roulet e Lucotte (1995) os níveis de MeHg no solo são geralmente
menores que 1 % do total de mercúrio inorgânico (Hg-T). Logo, o percentual médio de MeHg
encontrado neste trabalho para os solos da aldeia Nazaré (1,47 %) se encontra fora da
faixa (acima) dos resultados encontrados na literatura para a região Amazônica (CARVALHO,
2016; MIRANDA, 2010).
Vale aqui colocar que a qualidade do solo tem grande relevância ecológica já que essa
matriz ambiental costuma funcionar como dreno para os contaminantes, se caracterizando como
filtro natural e controlador do transporte de elementos químicos para a atmosfera, biosfera e
hidrosfera, implicando diretamente na preservação da natureza e qualidade de vida das
populações (KABATA-PENDIAS; PENDIAS, 2001).
Bisinoti e Jardim (2004) complementaram o que explicaram Kabata-Pendias e
Pendias (2001) ao informarem que o ciclo biogeoquímico do mercúrio caracteriza-se pelas
diferentes rotas que este elemento pode seguir no ambiente, dentre as quais destaca- se a sua
liberação do solo e da água para a atmosfera, seguido do seu transporte por meio de deposição
atmosférica das espécies de mercúrio novamente para a água e o solo. Segundo os mesmos
autores, quando em contato com o solo ou sedimento, ocorre sorção do mercúrio insolúvel, o
qual é em seguida metilado, sendo o ciclo completado por precipitação, bioconversão, e
reinteração na atmosfera ou bioacumulação na cadeia alimentar aquática ou terrestre.
5.2 Análises dos vegetais coletados em épocas de seca e chuvas
5.2.1 Teores de Hg-T nos vegetais
A Tabela 7 apresenta os resultados estatísticos dos teores de Hg-T nos diferentes
alimentos vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade na época de baixa
precipitação pluvial (seca).
81
Tabela 7 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos alimentos vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca
PERÍODO DE SECA
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-terra)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 < LDT < LDT 3,2x10-3 ---
Serrinha 3 2,6x10-3 < LDT 2,9x10-3
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
*Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. < LDT: Concentração de Hg-T abaixo do Limite de Detecção da Técnica analítica
(2,5x10-3 mg.kg-1). --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de Hg-T < LDT.
Número em negrito: Única média > LDT.
O teste de média não foi realizado para as concentrações de Hg-T das amostras de
vegetais coletadas nas diferentes aldeias no período de seca, pois, somente uma média
(D. cayennensis/Serrinha) se comportou > LDT, que era de 0,0025 mg.kg-1 significando
somente 5,5 % das médias dos vegetais coletados nas diferentes aldeias durante o período de
baixa precipitação pluvial (Tab.7). A Tabela 8 apresenta os resultados estatísticos dos teores de
Hg-T nos diferentes alimentos vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nas
épocas de alta precipitação pluvial (chuvas).
82
Tabela 8 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos alimentos vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas
PERÍODO DE CHUVAS
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-terra)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 8,6x10-3±0,001 7,7x10-3 9,7x10-3 A
Serrinha 3 6,3x10-3±0,004 2,8x10-3 8,9x10-3 A
Trindade 3 2,5x10-3±0,000 2,2x10-3 2,7x10-3 B
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
*Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. < LDT: Concentração de Hg-T abaixo do Limite de Detecção da Técnica analítica
(2,5x10-3 mg.kg-1). --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de Hg-T < LDT.
Número em negrito: Média > LDT. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para os solos da mesma
cultura vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de chuvas.
Dos vegetais coletados durante o período de alta precipitação pluvial, 83,3 % se
comportou abaixo do LDT (2,5x10-3 mg.kg-1). Dessa forma aplicou-se o teste de médias
somente para D. cayennensis, já que o vegetal apresentou valores de Hg-T > LTD para todas as
aldeias, tendo Nazaré e Serrinha se apresentado iguais com as maiores médias de Hg-T, como
mostrado na Tabela 8.
A Figura 21 mostra as médias e os IC das médias para Dioscorea cayennensis coletados
nas três aldeias durante a estação chuvosa.
83
Figura 21 – Concentrações médias e Intervalos de Confiança (IC) das médias de Hg-T para
Dioscorea cayennensis coletadas nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade na época de chuvas
Em função do elevado percentual de amostras vegetais (estação seca: 94,5 % e estação
chuvosa: 83,3 %) com concentrações de Hg-T < LDT, não foram realizadas as comparações
estatísticas entre os diferentes períodos de coleta para cada aldeia, bem como entre as aldeias
durante cada estação de coleta (seca e chuvas).
Vários estudos sobre gêneros alimentícios de diferentes países mostraram que as
amostras de vegetais e plantas geralmente contêm apenas vestígios de mercúrio, como por
exemplo, em frutas e vegetais consumidos por estudantes universitários (ALBERTI-FIDANZA
et al., 2002); em uma grande variedade de amostras de alimentos incluindo vegetais coletados
em supermercados da cidade de Huelva, na Espanha (BORDAJANDI et al., 2004); em amostras
de feijão, batatas, arroz e azeites analisadas por Perelló et al. (2008) e coletadas em mercados
locais de Reus, região da Catalunha na Espanha, resultados esses que corroboram com os
obtidos nessa pesquisa para a matriz vegetais.
Tangahu et al. (2011) explicaram que apesar da elevada afinidade do mercúrio com as
substâncias húmicas, a sua biodisponibilidade no solo e a capacidade de ser absorvido pelas
plantas costumam ser muito limitadas. Esses autores colocaram a água de irrigação como a
principal fonte de contaminação de vegetais por Hg, seguida da contaminação do solo.
Apesar de não existir legislação nacional ou mesmo internacional que estabeleçam
valores máximos de Hg-T em vegetais ou em qualquer outro alimento, com exceção dos peixes,
segundo Ali e Al-Qahtani (2012) a contaminação dos alimentos vegetais usados na alimentação
humana por metais não pode ser subestimada, pois, são alimentos frequentes na dieta da
população e com isso a preocupação com os níveis de exposição humana ao mesmo.
0.000
0.002
0.005
0.007
0.010
Nazaré Serrinha Trindade
Dioscorea cayennensis
Hg-
T(m
g.kg
1)
84
Khan et al. (2008) e Suruchi e Khanna (2011) já haviam alertado com relação à ingestão
de alimentos vegetais contaminados com metais pesados, o que segundo os autores pode
representar elevado risco para a saúde humana a médio e longo prazo. A contaminação de
alimentos vegetais por metais pesados na Índia (MARSHALL, 2003), Egito (RADWAN;
SALAMA, 2006) e Irã (MALEKI; ZARASVAND, 2008) foi atribuída ao rápido e
desorganizado crescimento urbano e industrial ocorrido naqueles países nos últimos anos, e isso
inclui segundo os autores mencionados o uso desmedido de fertilizantes e defensivos agrícolas.
De acordo com Khan et al. (2008) os metais pesados emitidos pelas indústrias e veículos
podem ser depositados nas superfícies vegetais durante a sua produção e/ou transporte e
comercialização, tendo Sharma et al. (2008) acrescentado que essa deposição atmosférica pode
elevar significativamente os níveis de contaminação de vegetais comumente vendidos nos
mercados de Varanasi, na Índia, por diversos metais tóxicos. Al-Jassir et al. (2005) encontraram
concentrações elevadas de alguns metais pesados (Cd, Pb, Cu e Zn) em vegetais vendidos em
mercados da cidade de Riade, na Arábia Saudita, e também sugeriram como causa principal a
deposição atmosférica desses elementos nos vegetais.
Jia et al. (2017) que constataram mais Hg-T e MeHg na parte comestível de vegetais
coletados na área central da China em relação às raízes, informaram acreditar em uma maior
probabilidade de contaminação para os vegetais folhosos do que para aqueles classificados
como rizomas ou raízes, sugerindo também como fator preponderante a deposição de Hg
atmosférico (Hg0) nas folhas dos vegetais, da mesma forma que sugeriram Ali e Al-Qahtani
(2012) quando avaliaram Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, Cd e Hg em vários vegetais (raízes, caules, folhas,
frutas, cereais e leguminosas) cultivados em quatro grandes cidades industriais e urbanas
(Tabouk, Riyadh, Damamm e Jazan) do Reino da Arábia Saudita. As concentrações de Hg-T
detectadas nas amostras avaliadas por Ali e Al-Qahtani (2012) se encontraram na faixa de
0,009 (Espinafre) a 0,092 mg.kg-1 (pepino), valores esses próximos aos encontrados nesse
estudo para D. Caynnensis (inhame), recordando, o único vegetal com concentração média de
Hg-T > LDT nessa pesquisa.
Baseando-se no que disseram Jia et al. (2017), o fato de os indígenas das aldeias
contempladas nesse estudo não terem o hábito de plantar e consumir vegetais folhosos pode
contribuir para a redução do nível de exposição ao Hg por meio do consumo de vegetais, já que
os que mais consomem se classificam como raízes (mandioca) e rizomas (inhame, cará e batata
doce). Ao analisarem os efeitos do Hg no crescimento da planta Pfaffia glomerata, conhecida
como o ginseng brasileiro e consumida devido suas propriedades medicinais, Calgaroto et al.
(2016) verificaram que o tratamento das plantas com níveis de 50 μg.kg-1 de Hg, portanto,
85
superiores aos valores encontrados nesse estudo para D. cayennensis provocou redução
(15,5 %) do crescimento da planta causando descoloração das suas folhas, as quais se
apresentaram murchas após 9 dias de exposição ao elemento. Lopes et al. (2013) também
mostraram que a exposição ao Hg por 15 dias reduziu o crescimento das raízes e hastes de
Hordeum vulgare (cevada), comumente utilizada para a produção de cervejas.
A toxicidade do mercúrio também induziu o estresse oxidativo nas mudas de pepino,
implicando em prejuízos no seu crescimento (CARGNELUTTI et al., 2006). Apesar desses
últimos três estudos citados não terem como objetivo avaliar os níveis de metais pesados em
vegetais prontos para o consumo, os mesmos contribuíram para reforçar o elevado grau de
toxidade desse metal pesado, o qual segundo os autores não trás prejuízos somente para os seres
humanos e animais, mas também para a saúde das plantas.
Ressalta-se que na literatura consultada não foram encontrados trabalhos brasileiros que
tivessem investigado a contaminação de alimentos vegetais por Hg-T ou MeHg, assim como a
exposição populacional ao Hg e/ou MeHg pelo consumo desses alimentos. Em se tratando da
exposição humana a esses elementos, vale comentar que a situação é agravada no caso das
populações indígenas Tupari contempladas nesse estudo, que relatataram consumo
considerável de vegetais, perdendo apenas para o consumo de carne de peixes e caças, já que o
Hg tem efeito cumulativo no organismo.
A comunidade científica tem unido esforços no sentido de propor soluções para eliminar
o Hg presente em alimentos, a exemplo de Hajeb et al. (2014) quando propuseram a utilização
de alguns ácidos para a remoção de mercúrio ligado às proteínas dos alimentos, isso porque
segundo os autores em meio ácido ocorre a desnaturação protéica do alimento e com isso
liberação do mercúrio presente. No entanto, essa hipótese para reduzir os níveis de
contaminação dos alimentos por Hg é dificultada por diversos fatores entre os quais o alto custo,
a falta de estrutura física e de recursos humanos, além da necessidade de aprofundar os estudos
e, no caso dos alimentos consumidos por indígenas ou populações ribeirinhas, principalmente
devido à dificuldade com a logística e de recursos financeiros.
5.2.2 Teores de MeHg nos vegetais
As Tabelas 9 e 10 apresentam os resultados estatísticos dos teores de MeHg nos
diferentes alimentos vegetais coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nas épocas de
seca e chuvas, respectivamente.
86
Tabela 9 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de seca
PERÍODO DE SECA
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-
terra)
Nazaré 3 < LDT < LDT 2,2x10-6 ---
Serrinha 3 < LDT < LDT 8,2x10-7 ---
Trindade 3 1,5x10-5±0,000 < LDT 2,8x10-5
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 4,3x10-6±0,000 < LDT 2,7x10-5 C
Serrinha 3 1,2x10-4±0,000 9,1x10-5 1,3x10-4 A
Trindade 3 5,1x10-5±0,000 3,4x10-5 6,2x10-5 B
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 < LDT < LDT 3,1x10-6 ---
Serrinha 3 6,3x10-6±0,000 < LDT 1,1x10-5
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 8,9x10-6±0,000 5,1x10-6 1,2x10-5 A
Serrinha 3 1,4x10-5±0,000 < LDT 2,4x10-5 A
Trindade 3 < LDT < LDT 5,8x10-7 ---
* Concentração média de MeHg expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. < LDT: Concentração de MeHg abaixo do Limite de detecção da Técnica analítica
(5,0x10-9 mg.kg-1). --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de MeHg < LDT.
Número em negrito: Média > LDT. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para o mesmo tipo de
vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de seca.
Aplicou-se o teste de médias somente para os teores de MeHg de I. batatas e
M. esculenta coletadas na seca, uma vez que para os demais vegetais foram encontrados valores
de MeHg inferiores ao LDT para todas ou pelo menos para duas aldeias, nesse último caso
constando de uma única média, não sendo possível a comparação estatística. A aldeia Serrinha
respondeu pelo maior valor (p<0,05) de MeHg encontrado para I. batatas, seguida de Trindade
e Nazaré para esse vegetal e não diferiu de Nazaré para M. esculenta, conforme mostrado pelo
teste de médias (Tab. 9).
87
Tabela 10 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos vegetais
coletados nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas
PERÍODO DE CHUVAS
Solo da lavoura Aldeia N *Média±DP IC Teste de
Médias Inferior Superior
M. paradisiaca
(Banana-da-
terra)
Nazaré 3 2,1x10-7±0,000 < LDT 8,7x10-7 A
Serrinha 3 2,7x10-5±0,000 < LDT 6,2x10-5 A
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
D. cayennensis
(Inhame)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
Z. mays
(Milho)
Nazaré 3 < LDT < LDT < LDT ---
Serrinha 3 < LDT < LDT < LDT ---
Trindade 3 < LDT < LDT < LDT ---
I. batatas
(Batata doce)
Nazaré 3 2,3x10-6±0,000 < LDT 4,4x10-6 A
Serrinha 3 6,2x10-5±0,000 3,5x10-5 7,9x10-5 A
Trindade 3 5,3x10-5±0,000 4,0x10-5 6,0x10-5 A
D. trifida
(Cará roxo)
Nazaré 3 5,0x10-5±0,000 3,7x10-5 6,2x10-5 A
Serrinha 3 2,0x10-5±0,000 < LDT 4,7x10-5 A
Trindade 3 < LDT < LDT 5,0x10-6 ---
M. esculenta
(Mandioca)
Nazaré 3 7,7x10-6±0,000 1,8x10-6 1,2x10-5 A
Serrinha 3 7,0x10-6±0,000 < LDT 1,4x10-5 A
Trindade 3 2,8x10-5±0,000 2,0x10-5 3,2x10-5 A
* Concentração média de MeHg expressa em mg.kg-1. N: Número amostral. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. < LDT: Concentração de MeHg abaixo do Limite de detecção da Técnica analítica
(5,0x10-9 mg.kg-1). --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de MeHg < LDT.
Número em negrito: Média > LDT. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna para o mesmo tipo de
vegetal não diferem entre si (p>0,05) com relação às aldeias no período de chuvas.
De acordo com os resultados estatísticos apresentados na Tabela 10, verificou-se que as
concentrações de MeHg não variaram entre as três aldeias para a I. batatas e M. esculenta, de
mesmo modo que as aldeias Nazaré e Serrinha foram iguais (p>0,05) entre si com relação à M.
paradisiaca e D. trifida.
A Figura 22 mostra a distribuição das observações e os IC das médias de MeHg dos
vegetais coletados nas três aldeias durante os períodos de seca e chuvas.
88
Figura 22 – Distribuição dos teores de MeHg (à esquerda) e Intervalos de Confiança
(IC) das médias (à direita) obtidas para todos os vegetais, por aldeia naos períodos de seca e
chuvas
A Tabela 11 mostra a comparação estatística entre os teores médios de MeHg dos
vegetais por aldeia, nos períodos de seca e chuva, assim como a comparação entre as três aldeias
para cada período pluvial.
Tabela 11 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos vegetais coletados nas
aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas
Aldeia Período pluvial N *Média±DP Teste de Médias
Nazaré Chuvas 18 3,8e-6±0,000 B
Seca 18 <LDT ---
Serrinha Chuvas 18 9,6e-6±0,000 Aa
Seca 18 1,7e-5±0,000 A
Trindade Chuvas 18 1,8e-6±0,000 C
Seca 18 <LDT --- *Concentração média de MeHg expressa mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. IC:
Intervalo de confiança da média. --- Amostra descartada para o teste de médias devido apresentar teor médio de
Hg-T abaixo do limite detecção da técnica (<LDT). Número em negrito: Média >LDT. Médias seguidas de letras
maiúsculas iguais na mesma coluna para os solos da mesma aldeia não diferem entre si (p>0,05) com relação aos
períodos de chuvas e seca. Médias seguidas de letras minúsculas iguais para o mesmo período pluvial não diferem
entre si (p>0,05) com relação às aldeias.
-0.000041-0.000012 0.000017 0.000046 0.000075
Chuva SecaNazaré
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000017-0.000008 0.000001 0.000010 0.000019
Chuva SecaNazaré
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000043 0.000002 0.000047 0.000092 0.000137
Chuva SecaSerrinha
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000008 0.000006 0.000020 0.000034 0.000048
Chuva SecaSerrinha
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000040-0.000012 0.000015 0.000042 0.000069
Chuva SecaTrindade
MeH
g(m
g.kg
1)
-0.000013-0.000005 0.000003 0.000011 0.000018
Chuva SecaTrindade
MeH
g(m
g.kg
1)
89
Segundo Scott et al. (1996) citados por Ali e Al-Qahtani (2012), a absorção de metais
pesados entre os quais mercúrio inorgânico e orgânico em vegetais é influenciada por alguns
fatores como clima, deposições atmosféricas, concentrações desses elementos no solo, natureza
do solo em que os vegetais são cultivados, assim como do grau de maturidade das plantas no
momento da colheita. Nesse estudo não houve correlação entre os teores de MeHg dos solos e
dos vegetais, assim como observado para Hg-T o que pode ter a ver, portanto, com os fatores
interferentes acima mencionados e explicados por Ali e Al-Qahtani (2012).
Outra observação foi de que os teores de Hg-T e MeHg, na maioria das situações foram
maiores para os solos do que para os vegetais. No estudo realizado por Jia et al. (2017) foi
constatado que os níveis de mercúrio inorgânico e orgânico nos vegetais se correlacionaram
positivamente com os teores obtidos para os solos, indicando que naquela situação o solo se
comportou como fonte importante de Hg nos vegetais, logo, diferentemente do que foi
observado nessa pesquisa.
Somente as amostras de vegetais coletadas na aldeia Serrinha apresentaram
concentrações médias de MeHg superiores ao LDT para as duas estações de coleta, sem
diferença significativa entre os períodos de seca e chuvas para essa aldeia conforme mostra a
Tabela 11. A comparação estatística entre as aldeias durante o período chuvoso mostrou
Serrinha>Nazaré>Trindade, com níveis médios de MeHg nos alimentos vegetais na ordem de
0,0000096, 0,0000038 e 0,0000018 mg.kg-1, respectivamente. Não foi possível verificar
possíveis diferenças para os teores médios de MeHg dos vegetais entre as três aldeias no período
de baixa precipitação pluvial, já que os alimentos vegetais coletados nessa época em duas
aldeias (Nazaré e Trindade) apresentaram valores de Hg orgânico < LDT.
A proporção de MeHg no total de Hg inorgânico (MeHg/Hg-T) não foi calculada para
os vegetais. Isso porque, as concentrações foram abaixo do LDT ora para Hg-T, ora para MeHg
na época de seca ou de chuvas, não justificando o cálculo dos valores da razão MeHg/Hg-T
para essa matriz.
5.3 Análises dos tecidos musculares dos peixes
5.3.1 Teores de Hg-T nos peixes
Foram coletadas amostras de 86 peixes de 19 espécies, sendo 10 espécies carnívoras (se
alimentam preferencialmente com proteína de origem animal), 4 espécies detritívoras (se
alimentam de matéria orgânica de origem animal em putrefação e/ou matéria vegetal em
90
fermentação) e 5 espécies herbívoras (se alimentam preferencialmente de proteína de origem
vegetal). A Tabela 12 apresenta a diferença estatística entre as médias de Hg-T obtidas para as
espécies de peixes carnívoras, detritívoras e preferencialmente herbívoras, bem como os valores
mínimos e máximos para cada espécie analisada.
Tabela 12 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nos peixes de diferentes
espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar
ESPÉCIES CARNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
P. nattereri Piranha vermelha 6 0,642 1,751 1,215±0,020 A
P. corruscans Pintado 6 0,765 1,176 0,979±0,012 B
P. hemioliopterus Pirarara 3 0,726 0,947 0,811±0,060 B
P. pirinampu Barba-Chata 4 0,473 0,967 0,645±0,014 B
S. marginatus Piranha branca 6 0,397 0,743 0,589±0,011 BC
A. brevifilis Mandubé/Palmito 8 0,129 0,710 0,519±0,045 BC
Z. jahu Jaú 2 0,383 0,472 0,427±0,017 C
P. fasciatum Surubim/Cachara 4 0,322 0,397 0,368±0,009 C
C. kelberi Tucunaré-
Amarelo
4 0,190 0,524 0,356±0,011 C
A. falcirostris Peixe-cachorro 1 - - 0,336 -
ESPÉCIES DETRITÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
P. altamazonica Branquinha 6 0,501 1,063 0,655±0,012 A
P. nigricans Curimatã/Curimba 9 0,170 0,510 0,216±0,009 B
L. pardalis Acari-Bodó 6 0,044 0,110 0,086±0,010 C
C. callichthys Cascudo 2 0,014 0,060 0,037±0,007 C
ESPÉCIES HERBÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
M. aureum Pacu prata 3 0,208 0,490 0,334±0,013 A
A. ocellatus Cará-Açú 4 0,181 0,278 0,247±0,007 A
P. brachypomus Pirapitinga rosada 4 0,025 0,804 0,242±0,054 A
L. freiderici Piau 4 0,045 0,081 0,066±0,006 B
C. macropomum Tambaqui 4 0,026 0,042 0,035±0,003 C *Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. Min.
e Máx.: Valores mínimos e máximos encontrados para as amostras expressos em mg.kg-1. Médias seguidas de
letras iguais na mesma coluna para as espécies de um mesmo hábito alimentar não diferem (p>0,05) entre si.
No Brasil, a Portaria no 685 da Agência Nacional de Vigilância Sanitária – Anvisa
(BRASIL, 1998) estabelece como limites máximos 0,5 mg.Hg-T.kg⁻¹ para peixes não
carnívoros e 1,0 mg.Hg-T.kg⁻¹ para os carnívoros, considerando o peso úmido. Mais rigorosa,
a regulamentação internacional da Organização Mundial da Saúde (OMS, 1988) preconiza
91
0,3 mg.Hg-T.kg⁻¹ para os não carnívoros e 0,5 mg.Hg-T.kg⁻¹ para aqueles com hábito alimentar
carnívoro.
Foram verificadas diferenças significativas entre os teores de Hg-T das diferentes
espécies de peixes pertencentes ao mesmo hábito alimentar. Do grupo das carnívoras
Pygocentrus nattereri respondeu pela maior concentração média de Hg-T, se diferindo das
demais espécies desse mesmo nível trófico. Com concentrações de Hg-T superiores a
0,5 mg.kg-1, todos os espécimes de P. nattereri ultrapassaram o limite máximo preconizado
pela OMS, enquanto que 50 % (N=3) delas se encontrou incoerente com o valor estabelecido
como aceitável pela Anvisa (1,0 mg.kg-1) para as espécies predadoras. De mesmo modo que
para P. nattereri, todos os espécimes de Pseudoplatystoma corruscans e
Phractocephalus hemioliopterus apresentaram teores de Hg-T acima do valor preconizado pela
legislação internacional, com destaque para Pseudoplatystoma corruscans devido metade
(N=3) de seus espécimes apresentar concentrações acima de 1,0 mg.kg-1, portanto, também
superiores ao nível máximo de Hg-T estabelecido pela Anvisa.
Do grupo das espécies detritívoras Potamorhina altamazonica foi responsável pelo
maior nível médio de Hg-T, tendo todos os seus espécimes apresentado concentrações que
extrapolam o valor máximo sugerido pela OMS e também pela Anvisa para espécies não
carnívoras, inclusive uma de suas espécies (1,063 mg.kg-1) apresentou-se quase que três vezes
superior em relação ao valor permitido pela regulamentação internacional (0,300 mg.kg-1).
Desse grupo também vale salientar a espécie Prochilodus nigricans que apresentou a segunda
maior concentração média de Hg-T para essas espécies, tendo 22,2 % (N=2) e 33,3 % (N=3)
dos seus indivíduos (espécimes) apresentado valores incoerentes (maiores) com as legislações
nacional e internacional, respectivamente, enquanto que as demais espécies detritívoras tiveram
seus valores médios de Hg-T em consonância com as duas legislações pertinentes, sem
diferença significativa entre si.
As espécies Mylossoma aureum, Astronotus ocellatus e Piaractus brachypomus foram
estatisticamente iguais com as maiores concentrações médias verificadas para as espécies que
se alimentam preferencialmente de proteína vegetal, tendo somente Mylossoma aureum
apresentado teor médio de Hg-T que extrapola o limite máximo (> 0,3 mg.kg-1) determinado
pela OMS para as espécies não predadoras, porém, essas espécies assim como as demais desse
grupo se encontraram coesas com o valor máximo preconizado pela legislação brasileira.
No geral, dos quarenta e quatro espécimes carnívoros 13,6 % (N=6) apresentou
concentrações de Hg-T acima do valor preconizado pela Anvisa, enquanto que 68,2 % (N=30)
estava em desacordo com os limites máximos sugeridos pela OMS. Dos vinte e três espécimes
92
detritívoros 34,8 % (N=8) não se apresentou coerente com as duas regulamentações. Dos
dezenove espécimes preferencialmente herbívoros 10,5 % (N=2) apresentou concentrações de
Hg-T superiores ao limite máximo determinado pela OMS para peixes com esse hábito
alimentar.
Bastos et al. (2008) também encontraram percentuais de Hg-T que extrapolaram as
legislações nacional e internacional em 47 % das espécies de peixes carnívoras coletadas no
Rio Madeira. Os autores justificaram esses resultados devido o histórico de contaminação por
mercúrio proveniente dos garimpos nesse rio, diferentemente do que era esperado para essa
pesquisa, já que o Rio Branco não se encontra em área com influência da mineração de ouro,
embora, algumas espécies de peixes coletadas nesse rio e analisadas nesse estudo apresentaram
níveis de Hg-T próximos e em alguns casos superiores aos valores encontrados tanto no Rio
Madeira quanto em outros rios amazônicos com atividade garimpeira.
Em se tratando particularmente das espécies Cichla kelberi (carnívora) e A. ocellatus
(preferencialmente herbívora), os resultados médios obtidos nessa pesquisa foram superiores
aos verificados por Kehrig et al. (2008) em amostras das mesmas espécies coletadas no
Reservatório Hidrelétrico Balbina (0,251 e 0,069 mg.kg-1, respectivamente) construído no Rio
Uatumã, no Amazonas.
O Rio Branco que banha as aldeias contempladas nesse estudo e do qual foram coletadas
as amostras de peixes é também represado e utilizado para a geração de energia elétrica por sete
PCHs atualmente em operação, o que pode contribuir para o aumento das concentrações de
MeHg na sua fauna aquática, posto que a influência dos reservatórios hidrelétricos no aumento
das concentrações de Hg-T e principalmente de MeHg em peixes tem sido comprovada em
muitos estudos realizados em diversos lagos tropicais brasileiros. A exemplo desses uma
pesquisa citada por Teodoro (2007) e realizada por Hylander et al. (2006) indicou que as
concentrações de Hg-T na biota do lago Manso utilizado por uma UHE em Cuiabá no Mato
Grosso aumentaram muito nos três primeiros anos de inundação. Antes da inundação as
coencentrações de Hg-T variaram de 0,070 a 0,210 mg.kg-1 para os peixes predadores, de 0,072
a 0,755 mg.kg-1 durante a inundação e de 0,216 a 0,930 mg.kg-1 após a inundação. Das espécies
carnívoras analisadas nesse estudo, 20 % excederam (0,979 a 1,215 mg.kg-1) as concentrações
médias de Hg-T encontradas nos peixes do lago Manso, conforme citado por Teodoro (2007).
Segundo Paz (2006), o principal impacto das hidrelétricas é a modificação dos cursos
d’água e com isso a interrupção do seu curso natural trazendo como consequência a modificação
do regime hídrico, passando de águas correntes a águas paradas potencializando o processo de
metilação do Hg inorgânico e a bioacumulação de metilmercúrio nos organismos aquáticos.
93
A Figura 23 apresenta os níveis médios de Hg-T nos peixes coletados e analisados, por
hábito alimentar.
Figura 23 – Valores médios de Hg-T no tecido muscular dos peixes coletados na TI Rio
Branco, por hábito alimentar
Conforme pode ser visualizado na Figura 23, apenas os peixes carnívoros apresentaram
concentração média (0,681 mg.kg-1) superior ao valor preconizado pela legislação internacional
(OMS), porém, em consonância com o que determina a Anvisa, tendo diferido das
concentrações médias de Hg-T obtidas para os peixes com hábitos detritívoro (0,281 mg.kg-1)
e herbívoro (0,177 mg.kg-1), os quais por sua vez foram estatisticamente iguais entre si com
concentrações dentro da faixa aceitável pela Anvisa e OMS.
Através do gráfico Box Plot apresentado na parte superior da Figura 23 é possível
também observar que as espécies pertencentes ao nível trófico carnívoro apresentaram
concentrações de Hg-T mais simétricas em relação à mediana, embora, presentes alguns outliers
acima do quarto quartil, estes representantes das espécies P. nattereri e P. corruscans. De
mesmo modo observa-se um outlier para as espécies com hábito alimentar preferencialmente
-0.02
0.44
0.89
1.35
1.80
Carnívoro Detritívoro Herbívoro
Hg-T
(m
g.k
g1)
0.00
0.27
0.55
0.82
1.09
Carnívoro Detritívoro Herbívoro
Hg-T
(m
g.k
g1)
Limites máximos Hg-T: Nacional/CarnívorosInternacional/Carnívoros
Nacional/Não carnívorosInternacional/Não carnívoros
94
herbívoro, este por sua vez representado por um dos espécimes de P. brachypomus com
concentração de 0,804 mg.Hg-T.kg-1 conforme mostrado na Tabela 12.
Os resultados médios encontrados por Brabo et al. (2003) em peixes carnívoros oriundos
do Rio Purus, no estado do Acre foram mais significativos (1,287 mg.kg-1) que o nível médio
encontrado nos peixes predadores analisados nesse estudo. O fato é que não existem relatos
oficiais de usinas hidrelétricas ou mesmo de garimpos no Rio Purus, o que poderia contribuir
para níveis mais altos de Hg-T nos peixes desse rio.
Logo, essa diferença entre os valores obtidos com essa pesquisa e os encontrados por
Brabo et al. (2003) pode ter relação com os tipos de espécies e tamanho dos peixes, ou mesmo
devido a outras fontes regionais de emissão de mercúrio como, por exemplo, que seja de origem
industrial, ou ainda que seja decorrente de mercúrio atmosférico vindo de outras regiões da
Amazônia com áreas de mineração.
Entretanto, em uma revisão bibliográfica sobre a contaminação do Rio Madeira por Hg,
Bastos et al. (2004) informaram uma média (0,680 mg.Hg-T.kg-1) muita próxima da obtida
nesse estudo em peixes carnívoros (piscívoros) daquele rio. Vale ressaltar que no Rio Madeira
além de usinas hidrelétricas tem também histórico de contaminação por mercúrio decorrente da
sua utilização nos muitos garimpos ali instalados diferentemente, portanto, do Rio Branco que
não há garimpos de ouro.
Por isso, esperava-se menores concentrações de Hg-T nos peixes coletados para essa
pesquisa em comparação com os peixes do Madeira, inferindo-se que o mercúrio no Rio Branco
pode estar ocorrendo devido outras fontes além da presença de PCHs, como por exemplo,
devido as frequentes queimadas que acontecem na região, a resíduos de defensivos agrícolas
carreados por lixiviação, ou ainda que seja de ordem natural dos solos daquela região do estado
de Rondônia.
5.3.2 Teores de MeHg e Razões MeHg/Hg-T nos peixes
Em função da sua toxidade, não existe nível seguro de MeHg para peixes assim como
para nenhum outro alimento inexistindo, portanto, legislações que determinem valores
máximos permitidos para esse organo metal.
A Tabela 13 apresenta as diferenças entre as médias de MeHg obtidas para cada espécie
de peixe por hábito alimentar, bem como os valores mínimos e máximos para cada espécie
analisada.
95
Tabela 13 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos peixes de diferentes
espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar
ESPÉCIES CARNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
P. nattereri Piranha vermelha 6 0,557 1,725 1,150±0,002 A
P. corruscans Pintado 6 0,562 1,116 0,921±0,004 B
P. hemioliopterus Pirarara 3 0,685 0,976 0,815±0,002 B
S. marginatus Piranha branca 6 0,416 0,711 0,577±0,004 B
P. pirinampu Barba-Chata 4 0,397 0,979 0,575±0,001 B
A. brevifilis Mandubé/Palmito 8 0,106 0,620 0,389±0,023 C
P. fasciatum Surubim/Cachara 4 0,312 0,404 0,364±0,002 C
Z. jahu Jaú 2 0,320 0,330 0,325±0,003 C
C. kelberi Tucunaré-
Amarelo
4 0,179 0,357 0,265±0,003 C
A. falcirostris Peixe-cachorro 1 - - 0,074 -
ESPÉCIES DETRITÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
P. altamazonica Branquinha 6 0,299 1,007 0,577±0,080 A
P. nigricans Curimatã 9 0,010 0,440 0,185±0,015 B
L. pardalis Acari-Bodó 6 0,020 0,083 0,063±0,005 C
C. callichthys Cascudo 2 0,016 0,055 0,035±0,012 C
ESPÉCIES HERBÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
M. aureum Pacu prata 3 0,176 0,311 0,262±0,010 A
P. brachypomus Pirapitinga rosada 4 0,022 0,862 0,245±0,098 A
A. ocellatus Cará-Açú 4 0,134 0,260 0,214±0,005 A
L. freiderici Piau 4 0,031 0,058 0,048±0,003 B
C. macropomum Tambaqui 4 0,025 0,039 0,031±0,002 B *Concentração média de MeHg expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra.
Min. e Máx.: Valores mínimos e máximos expressos em mg.kg-1. Médias seguidas de letras iguais na mesma
coluna para as espécies de um mesmo hábito alimentar não diferem (p>0,05) entre si.
As concentrações de MeHg encontradas para as espécies detritívoras apresentaram o
mesmo comportamento estatístico que para Hg-T, tendo P. altamazonica (detritívora) e
M. aureum, P. brachypomus e A. ocellatus (preferencialmente herbívoras) se destacado com os
maiores valores de mercúrio orgânico quando comparadas com as demais espécies dos seus
grupos. Não obstante do que foi observado para Hg-T, P. nattereri foi a espécie carnívora com
a maior concentração de MeHg, seguida de P. corruscans, P. hemioliopterus, Serrasalmus
marginatus e Pinirampus pirinampu, as quais assumiram a segunda colocação em relação ao
conteúdo de MeHg para o grupo das espécies predadoras, sem diferença significativa entre elas,
96
de mesmo modo que A. brevifilis foi estatisticamente igual a Pseudoplatystoma fasciatum,
Zungaro jahu e C. kelberi.
Os teores médios de MeHg encontrados nesse trabalho para C. Kelberi (carnívora) e
A. ocellatus (preferencialmente herbívora) foram superiores aos encontrados por Kehrig et
al. (2008) em amostras das mesmas espécies (0,245 e 0,062 mg.kg-1, respectivamente) do
reservatório de Balbina, reforçando a possibilidade de influência das PCHs instaladas a
montante das aldeias estudadas na metilação do Hg presente nos compartimentos abióticos do
rio e, contribuindo para a sua biocumulação nos peixes do Rio Branco, consumidos pelos
indígenas Tupari.
A Figura 24 apresenta uma comparação dos níveis médios de MeHg nos tecidos
musculares dos peixes, por hábito alimentar, mostrando uma maior média (0,604 mg.kg-1) para
os peixes carnívoros em comparação com os detritívoros (0,250 mg.kg-1) e herbívoros (0,155
mg.kg-1), os quais não diferiram significativamente entre si. Acrescenta-se que o valor de MeHg
obtido (0,074 mg.kg-1) para o único espécime de Acestrorhynchus falcirostris coletado nesse
estudo foi considerada para o cálculo da concentração média dos peixes carnívoros, assim como
para o nível médio de Hg-T desse mesmo grupo trófico e apresentado anteriormente na Figura
23.
Figura 24 – Valores médios de MeHg no tecido muscular dos peixes coletados na TI Rio
Branco, por hábito alimentar
-0.02
0.42
0.87
1.31
1.75
Carnívoro Detritívoro Herbívoro
MeH
g(m
g.Kg
1 )
0.00
0.18
0.37
0.55
0.74
Carnívoro Detritívoro Herbívoro
MeH
g(m
g.Kg
1 )
97
As razões MeHg/Hg-T obtidas para as espécies carnívoras, detritívoras e
preferencialmente herbívoras foram significamente iguais, na ordem de 87,7, 83,1 e 84,8 %,
respectivamente, o que pode ser visualizado na Figura 25 e indicado por letras iguais. Isso
significa que apesar de as espécies não carnívoras terem, na maioria das situações, apresentado
concentrações de MeHg consideravelmente inferiores aos valores encontrados para as
predadoras, grande parte do mercúrio total presente nessas espécies (detritívoras e
preferencialmente herbívoras) estava na forma de mercúrio orgânico (MeHg), recordando, a
mais tóxica delas.
Figura 25 – Valores médios das razões MeHg/Hg-T dos peixes coletados na TI Rio Branco,
por hábito alimentar
Segundo Dias et al. (2008) o MeHg é a forma orgânica encontrada em maiores
proporções em peixes, pois, esse elemento possui elevada afinidade aos grupos sulfidrilas das
proteínas cárneas e por isso constitui cerca de 40% a 100% do Hg-T no tecido muscular dos
peixes. As proporções de MeHg no total de Hg inorgânico encontradas nesse estudo para as
espécies dos diferentes hábitos alimentares foram condizentes com as proporções informadas
A A A
0.0
27.0
53.9
80.9
107.8
Carnívoro Herbívoro Detritívoro
MeH
g/H
g-T
(%)
98
por Dias et al. (2008). Variando de 83,1 a 87,7 % a proporção de MeHg em relação ao Hg-T,
as espécies dos diferentes níveis tróficos analisadas nesse trabalho também se apresentaram
dentro da faixa encontrada (70 a 90 %) por Carvalho (2013).
Em função da elevada proporção de mercúrio orgânico no total de mercúrio inorgânico
presente na carne de peixes, Dórea (2003) aconselhou o consumo de espécies não predadoras,
pois, normalmente apresentam menores teores de Hg-T e também de MeHg, favorecendo assim
uma redução na exposição da população. Essa informarção dada por Dórea (2003) só não foi
corroborada nessa pesquisa quanto a espécie P. altamazonica (não predadora), já que a mesma
apresentou concentração de MeHg superior aos valores obtidos para 60 % das espécies
carnívoras, conforme mostra a Tabela 13.
Observou-se nesse estudo que as espécies com maior tamanho não responderam pelos
maiores teores de Hg-T e MeHg, já que as espécies com maior porte aqui analisadas e de cada
um dos hábitos alimentares como a pirarara, o barba chata, o tucunaré-amarelo e o pintado
(carnívoros); o curimatã (detritívoro); a pirapitinga rosada e o tambaqui (herbívoros) se
encontraram entre as espécies com as menores concentrações tanto para Hg-T quanto para
MeHg comparando com as demais espécies com o mesmo hábito alimentar. Esses resultados
não são compatíveis com os encontrados por Ahmad et al. (2015), os quais observaram que os
níveis de Hg-T aumentavam significativamente (p<0,002) em peixes maiores (> 20 cm de
comprimento). Em contrapartida, assim como nessa pesquisa, Bastos et al. (2016) não
detectaram influência do tamanho de peixes omnívoros nas suas concentrações de Hg-T,
quando dosaram esse elemento em 3.182 espécimes de diferentes hábitos alimentares coletadas
na bacia do Rio Madeira em Rondônia, na Amazônia brasileira.
De mesmo modo que observaram Bastos et al. (2015) os maiores níveis de Hg-T
verificados nesse estudo foram para os peixes que se encontram no topo da cadeia trófica
(carnívoros), o que segundo Oliveira et al. (2010) ocorre devido essas espécies se alimentarem
de outros peixes ou animais aquáticos que já se encontravam contaminados com esse elemento,
isso porque o mercúrio tem efeito cumulativo no organismo dos seres vivos.
Algumas espécies de peixes analisadas nesse estudo apresentaram níveis de Hg-T e
também de MeHg superiores aos encontrados em amostras coletadas nas bacias hidrográficas
dos rios Tapajós e Madeira (BARBOSA et al., 2003), rios estes conhecidos pelo seu histórico
de garimpos de ouro, diferentemente da bacia do Rio Branco onde foram coletados os peixes
dessa pesquisa, que não tem histórico de garimpos.
Esse fato pode ser explicado devido o mercúrio associado ao solo amazônico ser
liberado para a atmosfera e/ou para o sistema fluvial, muitas vezes favorecido pelos
99
desmatamentos, ou mesmo em decorrência dos processos naturais e/ou daqueles provenientes
de atividades antrópicas (ROULET et al., 1998).
Fadini e Jardin (2001) complementaram essa teoria ao colocarem que a entrada do
mercúrio nos ecossistemas aquáticos da Amazônia, onde existem condições favoráveis para a
sua metilação, se faz na forma particulada através de erosão dos solos. Assim como nessa
pesquisa foram encontradas concentrações superiores de Hg-T em peixes do Rio Negro, que
não tem influência da atividade mineral, em comparação com peixes de outros rios utilizados
para a extração de ouro (BARBOSA et al., 2003).
Nesse sentido compensa acrescentar que os compostos mercuriais que podem constituir
alguns defensivos agrícolas utilizados em grandes plantações de soja na área circunvizinha a TI
Rio Branco que se encontra com notória expansão agrícola podem também ter cooperado para
a presença de mercúrio no Rio Branco, aonde é possível que tenha chego por meio de lixiviação
durante as fortes chuvas na região e, por conseguinte, contaminado os peixes. Essa hipóstese
reforça a importância e a necessidade de mais investigações sobre a presença de Hg em áreas
que não tem antecedência de extração de ouro, porém, que sejam próximas de áreas agrícolas
ou à jusante de usinas hidrelétricas.
Segundo o que explicaram Tuzen et al. (2009) o desmatamento das áreas de florestas
seguido de queimadas é outro importante fator que contribui para o aumento dos níveis de
mercúrio no ambiente. Isso porque, a queima da biomassa libera o mercúrio para a atmosfera
além de facilitar a evaporação de parte do mercúrio contido no solo. Herrmann (2004)
corroborou com os autores supracitados acrescentando que ao remover a vegetação o processo
de erosão é aumentado e, consequentemente, ocorre a lixiviação do mercúrio contido no solo,
facilitando a entrada desse elemento nos rios e a contaminação dos peixes e outros animais
aquáticos como é o caso de jacarés e alguns quelônios como, por exemplo, tartarugas e tracajás,
comumente encontrados em rios amazônicos.
5.4 Análises dos tecidos musculares das caças
5.4.1 Teores de Hg-T nas caças
Foram coletadas amostras de 57 espécimes de caças, de 15 espécies diferentes, sendo 2
espécies carnívoras (se alimentam exclusivamente de proteína de origem animal), 2 espécies
omnívoras (se alimentam com proteínas de origem vegetal e animal e) e 15 espécies herbívoras
(se alimentam exclusivamente de proteína de origem vegetal).
100
Assim como para os vegetais, não existe legislação nacional ou mesmo internacional
que estabeleça níveis seguros de Hg-T em carnes de animais silvestres (caças). No entanto,
considerando que a caça é a segunda proteína animal mais consumida pelos indígenas Tupari
podendo, portanto, influenciar no nível de exposição dessa população ao mercúrio optou-se
nesse estudo por adotar os mesmos limites estabelecidos pela Anvisa e OMS para peixes dos
diferentes níveis tróficos.
A Tabela 14 apresenta a diferença entre as médias de Hg-T obtidas para cada espécie de
caça de um mesmo hábito alimentar, bem como os valores mínimos e máximos para cada
espécie analisada.
Tabela 14 – Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nas caças de diferentes
espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar
ESPÉCIES CARNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
M. niger Jacaré-Açu 3 0,266 0,503 0,354±0,020 A
C. crocodilus Jacaretinga 2 0,186 0,187 0,186±0,001 B
ESPÉCIES OMNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
T. tajacu Cateto 6 0,006 0,020 0,011±0,010 A
T. pecari Queixada 7 0,003 0,012 0,005±0,018 B
ESPÉCIES HERBÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
A. macao Arara 2 0,001 0,069 0,035±0,019 A
H. hidrochaeris Capivara 3 0,006 0,033 0,026±0,008 A
C. apella Macaco prego 2 0,019 0,020 0,019±0,000 B
T. terrestris Anta 5 0,002 0,073 0,018±0,010 B
P. unifilis Tracajá 3 0,025 0,039 0,012±0,002 BC
C. parvirostris Nambu 1 - - 0,011 -
P. expansa Tartaruga 8 0,003 0,014 0,009±0,016 C
A. paca Paca 7 0,002 0,018 0,007±0,022 C
D. agouti Cotia 3 0,004 0,005 0,005±0,002 C
D. novemcinctus Tatu 2 0,004 0,004 0,004±0,003 C
M. americana Veado mateiro 2 0,004 0,004 0,004±0,016 C
O. benzoarticus Veado campeiro 1 - - 0,004 - *Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. Min.
e Máx.: Valores mínimos e máximos expressos em mg.kg-1. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna
para as espécies de um mesmo hábito alimentar não diferem (p>0,05) entre si.
Do grupo das caças com hábito carnívoro a maior concentração média de Hg-T foi para
a espécie com maior porte de tamanho em comparação com Caiman crocodilus. Os indivíduos
101
representantes da espécie Melanosuchus niger coletados para essa pesquisa mediam entre 1,84 e
3,41 metros de comprimento, tendo a maior espécime respondido pelo maior nível de Hg-T
obtido para essa espécie (0,503 mg.kg-1), inclusive acima do valor máximo delimitado pela
OMS para peixes com o mesmo hábito alimentar, muito, embora se tratar de outro tipo de
animal.
Já, os espécimes de C. crocodilus medindo entre 0,94 e 1,48 metros apresentaram níveis
abaixo de 0,2 mg.Hg-T.kg-1, inferiores aos resultados obtidos para os indivíduos de M. niger, o
que pode ter a ver com o tamanho dos animais ou mesmo com o tipo de espécie.
Situação diferente ocorreu para as espécies omnívoras, quando a concentração média de
Hg-T para Tayassu tajacu foi superior aos níveis encontrados para Tayassu pecari, essa última
com indivíduos em torno de duas vezes maiores que T. tajacu e que, portanto, exigem um maior
consumo de alimentos tanto de origem vegetal quanto animal (restos de outros animais), o que
poderia implicar em maiores níveis de Hg-T bioacumulado no tecido muscular dessa espécie
de maior porte. Para esse caso, suspeita-se que a idade dos animais pode ter sido o fator
preponderante para esse resultado, embora, não ter sido possível verificar visualmente uma
diferença de idade entre as diferentes espécimes e espécies omnívoras coletadas.
Se alimentando somente de sementes e frutas a arara vermelha (Ara macao) respondeu
pela maior concentração de Hg-T encontrada para o grupo exclusivamente herbívoro, não tendo
diferido de Hidrochoerus hidrochaeris, que além de frutas e sementes se alimenta com raízes,
rizomas, turbérculos e algumas plantas folhosas. Sobre essa situação vale colocar que entre as
espécies silvestres exclusivamente herbívoras esperava-se uma maior concentração
significativa de Hg-T para a capivara (H. hydrochaeris), já que esse animal costuma viver em
regiões às margens de rios e os utiliza como esconderijo e proteção contra os predadores
naturais, assim como para a reprodução, logo, tem um maior contato com o sedimento dos rios.
Esse resultado era esperado já que outros estudos (ALMEIDA et al., 2014; VERGOTTI et al.,
2009; GOMES et al., 2006; LECHLER et al., 2000) mostraram que os sedimentos de fundo é
o compartimento abiótico onde mais se acumula mercúrio nos rios amazônicos.
Segundo Oliveira-Marques (2010) a arara vermelha (A. macao) tem uma expectativa de
vida entre 60 e 90 anos, o que pode ter contribuído para o considerável teor médio de Hg-T em
relação às outras espécies do mesmo nível trófico, pois, com o tempo o mercúrio pode ter
bioacumulado no organismo dessas aves. Essa suposição se deu devido a diferença entre as
concentrações (0,001 e 0,069 mg.Hg-T.kg-1) para as duas espécimes de A. macao coletadas, já
que no ato da coleta os indígenas informaram que muito provavelmente aquela arara (para a
102
qual foi verificado posteriormente o maior nível de Hg-T) tinha mais que 40 anos, pois,
apresentava desgaste do bico, escassez de penas e coloração púrpura da pele.
Assim como para as omnívoras, a espécie herbívora com maior porte não respondeu
pela maior concentração média de Hg-T, já que Tapirus terrestris que chega medir na fase
adulta (como foram capturadas) entre 0,9 e 1,4 metros de comprimento e pesar até 250 quilos
não respondeu pela maior concentração média de Hg-T, reforçando a questão de que os maiores
níveis de Hg-T encontrados para as espécies omnívoras e exclusivaente herbívoras podem ter a
ver com a idade dos animais (bioacumulação) e não com o tamanho, diferentemente do que
ocorreu para os carnívoros, que nesse caso é explicado pela biomagnificação do Hg em animais
predadores.
A Figura 26 apresenta os níveis médios de Hg-T nas caças, por hábito alimentar.
Figura 26 – Valores médios de Hg-T no tecido muscular das caças coletadas na TI
Rio Branco, por hábito alimentar
-0.03
0.11
0.26
0.40
0.54
Carnínoro Herbívoro Omnívoro
Hg-
T(m
g.kg
1)
0.00
0.11
0.22
0.34
0.45
Carnínoro Herbívoro Omnívoro
Hg-
T(m
g.kg
1)
103
Com concentração média de 0,287 mg.Hg-T.kg-1 as caças com hábito carnívoro
apresentaram-se superiores com relação às herbívoras (0,012 mg.Hg-T.kg-1) e omnívoras
(0,008 mg.Hg-T.kg-1), não tendo verificada diferença significativa entre essas últimas.
Os pontos sobrepostos distantes do conjunto de dados que aparecem na Figura 20 como
outliers para o grupo herbívoro correspondem a uma das espécies de A. macao e outra de T.
terrestres. Para as caças omnívoras, um dos espécimes de T. tajacu aparece como outleir, com
concentração de Hg-T distante dos demais valores observados para essa mesma espécie.
São escassos os estudos científicos utilizando-se de animais silvestres abatidos
especificamente para fins de pesquisa ou que sejam usados como alimento por algumas
populações específicas, por isso pouco se conhece sobre os mecanismos de absorção,
bioacumulação e biomagnificação de Hg nesses animais, assim como sobre a contaminação de
carne de caça, que tem grande representatividade na dieta de alguns grupos populacionais como,
por exemplo, dos indígenas amazônicos.
A dificuldade de amostragem e manejo destes animais e os rígidos protocolos de
autorização para pesquisa com base em padrões de proteção da vida selvagem justificam a
escassez de estudos deste tipo, já que muitas das espécies se encontram nas listas internacional
e nacional como ameaçadas de extinção, muitas delas inclusive rotuladas na categoria
criticamente ameaçada de extinção. Das espécies coletadas nesse estudo quatro (T. terrestris,
T. pecari, Cebus apella e Ozotocerus benzoarticus) se encontram na lista das ameaçadas de
extinção elaborada pelo ICMBio (2016) e estão classificadas na categoria vulnerável (VU).
A maioria das pesquisas baseia-se em resultados de animais mortos ou doentes quando
capturados Órgão competente para a reabilitação e, geralmente, com um N amostral assim como
para esse estudo muito pequeno (BEZERRA et al., 2012; STORELLI et al., 2005; LAM et al.,
2004). Esses motivos ressaltam a importância de pesquisas nessa área, demonstrando que
quaisquers dados adicionais confiáveis sobre as concentrações desses e de outros metais
pesados nesses animais são imprescindíveis para uma base de dados que ajude a compreender
esse tipo de contaminação na biota selvagem e evitar a exposição de populações expostas.
Cabe salientar que na literatura brasileira não foram encontrados trabalhos científicos
com os quais tivessem sido investigados níveis de Hg e MeHg em animais silvestres utilizados
na alimentação humana, ou mesmo que tivessem o objetivo de avaliar a exposição de uma
determinada população através do consumo de carne de caças.
Entre os raros estudos encontrados na literatura citam-se aqueles que objetivaram dosar
mercúrio inorgânico em carne e/ou vísceras de veados da região de Kumasi, Gana (NKANSAH;
ANSAH, 2014), de javalis e veados da Polônia (FALANDYSZ, 1994), assim como de esquilos
104
(BLUS et al., 1987) e de jacarés (YANOCHKO et al., 1997; BRISBIN et al., 1998; ELSEY et
al., 1999; RUMBOLD et al., 2002) dos Estados Unidos. Também foram investigados nos
Estados Unidos níveis de metilmercúrio em castores selvagens, guaxinins e lontras do Canadá
(WREN et al., 1980). No entanto, esses estudos priorizaram estudar os animais silvestres como
bioindicadores de contaminação ambiental, embora, em alguns deles ter sido informado que
algumas dessas espécies costumam estar presente nas dietas dos caçadores daqueles países.
Os resultados encontrados por Falandysz (1994) foram na ordem de 0,0012 a
0,0034 mg.Hg-T.kg-1 para os veados e de 0,024 a 0,054 mg.Hg-T.kg-1 para os javalis, portanto,
inferiores e superiores, respectivamente, aos resultados obtidos para as mesmas espécies
coletadas na TI Rio Branco e apresentados nesse estudo.
Blus et al. (1987) encontraram baixas concentrações de Hg-T na carne de Mustela vison,
uma espécie de esquilo americano capturada por caçadores que naquela época vendiam a pele
desses animais para a indústria têxtil, aproveitando a sua carne para o consumo. As amostras
utilizadas no estudo de Blus et al. (1987) foram coletadas em áreas com e sem histórico de
contaminação por metais pesados nos Estados Unidos, tendo os autores explicado os baixos
valores devido o hábito alimentar do animal (herbívoro), situação que se repetiu nesse estudo
para as espécies com esse hábito.
Já para as espécies carnívoras, os teores de Hg-T encontrados nesse estudo foram muito
inferiores aos obtidos por Yanochko et al. (1997) e por Brisbin et al. (1998), na ordem de 5,7 e
3,48 mg.Hg.kg-1, respectivamente, em jacarés coletados num Parque Nacional da Flórida e no
Rio Savannah no estado da Carolina do Sul, regiões estas com considerável consumo desse tipo
de carne. Os jacarés analisados por Yanochko et al. (1997) e por Brisbin et al. (1998) foram
coletados em regiões com registro documentado de contaminação por mercúrio, o que pode
justificar a grande diferença entre esses resultados e os obtidos nessa pesquisa para essa mesma
espécie.
As concentrações de Hg-T (0,047 e 0,386 mg.kg-1) em jacarés de diferentes espécies
coletados por Elsey et al. (1999) nas regiões sudeste e sudoeste de Lousiana também nos
Estados Unidos e que mediam entre 1,24 e 3,68 metros de comprimento, foram mais próximas
das encontradas nesse estudo para as duas espécies de répteis aquáticos (entre 0,186 e
0,503 mg.Hg-T.kg-1).
A média de Hg-T (0,640 mg.kg-1) encontrada por Rumbold et al. (2002) em jacarés
(> 1,8 metros) de regiões com contaminação também relatada foi quase o dobro da média obtida
para a espécie analisada nesse estudo com tamanho similar (M. niger/Jacaré-Açú).
105
5.4.2 Teores de MeHg e Razões MeHg/Hg-T nas caças
A Tabela 15 apresenta a diferença entre as médias de MeHg obtidos para as espécies de
caças por hábito alimentar, bem como os valores mínimos e máximos para cada espécie
analisada.
Tabela 15 – Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nas caças de diferentes
espécies pertencentes ao mesmo hábito alimentar
ESPÉCIES CARNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
M. niger Jacaré-açu 3 0,0009 0,3320 0,156±0,011 A
C. crocodilus Jacaretinga 2 0,0019 0,1850 0,094±0,006 B
ESPÉCIES OMNÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
T. pecari Queixada 7 0,0004 0,0017 0,0008±0,012 A
T. tajacu Cateto 6 0,0001 0,0016 0,0005±0,014 B
ESPÉCIES HERBÍVORAS
Nome científico Nome popular N Mín. Máx. *Média±DP Teste de
Médias
C. apela Macaco prego 2 0,0083 0,0096 0,0089±0,001 A
C. parvirostris Nambu 1 - - 0,0064 -
P. unifilis Tracajá 3 0,0006 0,0085 0,0055±0,012 B
P. expansa Tartaruga 8 0,0025 0,0113 0,0054±0,024 B
H. hidrochaerus Capivara 3 0,0033 0,0062 0,0054±0,001 B
A. paca Paca 7 0,0002 0,0065 0,0018±0,005 C
D. agouti Cotia 3 0,0008 0,0018 0,0012±0,003 C
A. macao Arara 2 0,0001 0,0014 0,0008±0,005 CD
M. americana Veado mateiro 2 0,0003 0,0005 0,0004±0,016 D
D. novemcinctus Tatu 2 0,0002 0,0004 0,0003±0,004 D
T. terrestres Anta 5 0,0002 0,0003 0,0002±0,012 D
O. benzoarticus Veado campeiro 1 - - 0,0002 - *Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. Min.
e Máx.: Valores mínimos e máximos expressos em mg.kg-1. Médias seguidas de letras iguais na mesma coluna
para as espécies de um mesmo hábito alimentar não diferem (p>0,05) entre si.
A espécie carnívora (M. niger) que respondeu pela maior concentração média de Hg-T
também foi superior quanto ao teor de MeHg, diferentemente do que ocorreu para as espécies
omnívoras que foram diferentes com relação ao resultado obtido para Hg-T, quando ao invés
de T. tajacu, T. pecari respondeu pela maior concentração média de MeHg.
Enquanto Ara macao apresentou juntamente com H. hidrochaeris as maiores
concentrações de Hg-T, esteve entre as espécies herbívoras com os menores teores de MeHg
106
encontrados nesse estudo para as caças com esse hábito alimentar, não havendo relação entre o
tamanho da espécie ou mesmo idade e os níveis de mercúrio orgânico encontrados nas carnes
desses animais.
A Figura 27 apresenta uma comparação dos níveis médios de MeHg nos tecidos
musculares das caças, por hábito alimentar.
Figura 27 – Valores médios de MeHg no tecido muscular das caças coletadas na TI
Rio Branco, por hábito alimentar
Assim como para Hg-T, as espécies de caças carnívoras obtiveram a maior concentração
média de MeHg (0,131 mg.kg-1) em comparação com as médias encontradas para as espécies
herbívoras e omnívoras, as quais não diferiram entre si com níveis médios de 0,003 e 0,001
mg.MeHg.kg-1, respectivamente (Fig. 27).
A Figura 28 apresenta os valores médios das razões MeHg/Hg-T calculados para as
caças coletadas na TI Rio Branco, por hábito alimentar.
-0.01
0.05
0.12
0.18
0.24
0.31
Carnívoro Herbívoro Omnívoro
MeH
g(m
g.kg
1)
0.00
0.06
0.13
0.19
0.25
Carnívoro Herbívoro Omnívoro
MeH
g(m
g.kg
1)
107
Figura 28 – Valores médios das razões MeHg/Hg-T das caças coletadas na TI Rio Branco,
por hábito alimentar
As caças com hábito exclusivamente herbívoro apresentaram, significativamente, maior
percentual de MeHg (31,1 %) em relação ao conteúdo total de Hg quando comparadas com as
espécies omnívoras (16,5 %), tendo ambas diferido do grupo carnívoro, o qual apresentou o
maior percentual médio de MeHg (43,6 %) em relação ao conteúdo de Hg-T, conforme
mostrado na Figura 28.
Nota-se que a quantidade MeHg no total de Hg presente nas caças foi inferior aos
percentuais encontrados para os peixes. Uma comparação entre os valores da razão MeHg/Hg-
T obtidas para os peixes (83,1 a 87,7 %) permite considerar que as caças analisadas nessa
pesquisa apresentam menor potencial de contaminação em relação aos peixes, porém, esse fator
depende do quanto os indígenas consomem desses alimentos, o que reflete diretamente na taxa
de ingestão de MeHg.
Wren et al. (1980) encontraram percentuais de metilmercúrio em relação ao total de
mercúrio inorgânico entre 78,6 e 87,8 % em tecidos musculares de castores selvagens
(herbívoros) coletados em uma baía no Distrito de Muskoka, na província canadense de
Ontário. Esses resultados são, portanto, superiores aos percentuais de MeHg verificado nesse
A
A
A
0.0
22.9
45.7
68.6
91.5
Carnívoro Herbívoro Omnívoro
MeH
g/H
g-T
(%)
108
estudo para as espécies de caça não predadoras, até mesmo superiores aos obtidos para as
carnívoras.
De uma forma geral, os peixes apresentaram concentrações de Hg-T e também de MeHg
mais significativas do que as caças e alimentos vegetais podendo se caracterizar portanto, a
principal fonte de exposição alimentar a esses metais pesados para os indígenas Tupari, que tem
a carne de pescado como sua principal fonte de proteína animal, senão o alimento mais
consumido nas aldeias, enquanto que a carne de caça pode se constituir a segunda principal
fonte de exposição alimentar ao mercúrio, seguida dos vegetais.
No entanto, essa hipótese só pode ser confirmada a partir do levantamento da quantidade
consumida desses diferentes alimentos para cada uma das aldeias, e a partir disso calcular a
taxa de ingestão de MeHg decorrente do consumo de peixes, carne de caça e vegetais e sua
razão entre as doses de referência para ingestão semanal por quilo de peso corporal (PTWI),
obtendo-se, portanto, o quociente de risco à saúde (QR) (US EPA, 2004).
5.5 Risco à saúde pela ingestão de alimentos contendo MeHg
5.5.1 Consumo médio semanal estimado nas aldeias
No Quadro 2 é apresentado o consumo médio semanal estimado para os peixes e caças
analisados, assim de batata doce (I. batatas), por aldeia.
Quadro 2 – Consumo médio semanal (kg) estimado por aldeia para a batata doce (I. batatas),
peixes e caças analisados, por pessoa
Alimento Consumo nas Aldeias
Serrinha Trindade Nazaré
Peixes 1,900c 2,200b 2,550a
Caças 0,800a 0,600b 0,500b
I. batatas (Batata doce) 0,300b 0,700a 0,450b
Os valores de consumo médio estimado para cada aldeia são expressos em quilogramas. Médias seguidas de letras
iguais na mesma linha não diferem entre si (p>0,05) com relação a quantidade consumida dos peixes, caças e
batata doce (I. batatas) nas diferentes aldeias.
São várias as metodologias utilizadas para a coleta de informações em estudos que
objetivaram avaliar o consumo de peixes em comunidades da região Amazônica brasileira,
entre as quais a quantificação do consumo domiciliar (OLIVEIRA et al., 2010), medidas
109
individuais (PASSOS et al., 2008) e medidas de consumo a partir da concentração de mercúrio
no cabelo (DÓREA, 2003; DÓREA et al., 2005). Entre os estudos que utilizaram a metodologia
do consumo familiar de peixe com medidas per capita média para o consumo de peixe, Cerdeira
et al., (1997) verificaram média de 369 g/dia em Monte Alegra (PA) e Boischio e Henshel
(2000) de 243 g/dia para população ribeirinha do Rio Madeira (RO), valores esses próximos
aos verificados nessa pesquisa.
A aldeia Nazaré apresentou o maior consumo médio diário (364 g/dia) de peixes, porém,
foi inferior ao consumo per capita de 406 g/dia encontrado para uma comunidade isolada no
lago Puruzinho (AM) (OLIVEIRA et al., 2010). Por outro lado, ressalta-se que devido 50 % do
consumo na aldeia Trindade ser de espécies carnívoras essa população pode apresentar um risco
potencial à saúde elevado, já que os resultados mostraram maiores concentrações de MeHg para
esse grupo de espécies em comparação com as espécies não predadoras. Essa informação
corrobora com Ebinghaus et al. (2007), os quais colocaram que pelo efeito de biomagnificação
os peixes carnívoros oferecem maior exposição ao mercúrio.
A diferenças observadas entre as aldeias para o consumo de peixes e de caças pode ter
relação com a localização das aldeias na TI Rio Branco. Para o caso dos peixes, por exemplo,
o menor consumo foi obtido para a aldeia Serrinha, a qual tem acesso terrestre e é considerada
o ponto de referência e contato com as demais aldeias da TI. Por isso existe um fluxo diário
considerado de veículos da Funai e Sesai na aldeia. Com um fluxo constante de veículos, os
indígenas residentes nessa aldeia têm maior acesso ao município de Alta Floresta do Oeste onde
costumam ir de “carona” para comprar outros alimentos, o que pode ter contribuído para a
redução do consumo de peixes em comparação com o consumo na Trindade e Nazaré, esta
última, lembra-se a mais distante ao longo do rio entre as aldeias estudadas e que talvez por
esse motivo apresentou o maior consumo médio de peixes.
Também devido ao acesso terrestre, alguns indígenas da aldeia Serrinha têm
motocicleta, o que facilita o deslocamento para áreas de floresta mais distantes dentro da TI
aonde costumam ir para caçar. Essa observação pode ter influenciado para o maior consumo de
caça verificado para essa aldeia em comparação com Trindade e Nazaré, as quais foram iguais
entre si quanto ao consumo médio semanal de carne dos animais silvestres analisados nesse
estudo.
Por outro lado, o maior consumo de batata doce (I. batatas) para a aldeia Trindade pode
ser devido esse vegetal ser consumido por algumas famílias dessa aldeia com açúcar
caramelizado após as refeições (almoço e jantar), de mesmo modo que alguns fazem com a
110
banana-da-terra (M. paradisiaca), a qual costuma ser consumida com água gelada e açúcar,
portanto, são habitualmente consumidos na aldeia como sobremesa.
Os percentuais proporcionais e quantidades estimados de consumo dos peixes e das
caças, por hábito alimentar e por aldeia estão apresentados no Quadro 3.
Quadro 3 – Quantidade (kg) e proporção percentual (%) do consumo estimado por hábito
alimentar dos peixes e caças analisados, por aldeia
Alimento
Hábito
alimentar
Aldeias
Serrinha
kg (%)
Trindade
kg (%)
Nazaré
kg (%)
Peixes
Carnívoro 0,475 (25) 0,660 (30) 1,275 (50)
Detritívoro 0,475 (25) 0,660 (30) 0,765 (30)
Herbívoro 0,950 (50) 0,880 (40) 0,510 (20)
Caças
Carnívoro 0,040 (5) 0,030 (5) 0,025 (5)
Omnívoro 0,320 (40) 0,210 (35) 0,150 (30)
Herbívoro 0,440 (55) 0,360 (60) 0,325 (65)
Segundo a literatura, o mercúrio no músculo dos peixes e outros animais predadores
está predominantemente na forma organometálica que é o resultado da bioacumulação e
biomagnificação do MeHg ao longo do tempo e conforme se aumenta o nível trófico (POSTE
et al., 2015; LAVOIE et al., 2013). Partindo desse pressuposto e da toxidade desse composto
químico, infere-se que quanto maior a proporção de consumo de carne de animais carnívoros
na dieta, maior a exposição do homem ao MeHg.
De acordo com Dórea et al. (2006) no estilo de vida amazônico, o consumo tradicional
de peixes é alto se caracterizando a maior via de exposição ao metilmercúrio, podendo a médio
e longo prazo oferecer risco à saúde dessas pessoas depedendendo das concentrações de
mercúrio presente nesses peixes e da quantidade consumida.
5.5.2 Taxa de Ingestão Semanal (TIS) de MeHg
A Tabela 16 apresenta os valores calculados para a TIS de MeHg através do consumo
da batata doce (I. batatas) e dos peixes e caças analisados, por hábito alimentar, assim como os
111
seus percentuais em relaçãoà as dodes de referência (PTWI) do JECFA (2014), EFSA (2015) e
da US EPA (2001), por aldeia.
Tabela 16 – Comparação entre a TIS de MeHg pelo consumo de batata doce (I. batatas) e dos
peixes e caças analisados e as diferentes doses de referência (PTWI), por aldeia
Alimento
Hábito alimentar
e
Espécie vegetal
TIS (µg/kg pc/semana)
Serrinha
*(66,4 kg)
Trindade
*(68,3 kg)
Nazaré
*(69,7 kg)
Peixes
Carnívoro 4,32078 5,83660 11,04878
Detritívoro 1,78840 2,41581 2,74390
Herbívoro 2,21762 1,99707 1,13415
Caças
Carnívoro 0,07892 0,05919 0,04699
Omnívoro 0,01445 0,00949 0,00646
Herbívoro 0,00663 0,00008 0,00466
Vegetal I. batatas (Batata doce) 0,00041 0,00003 0,00033
TIS total (µg/kg pc) 8,4c 10,3b 15,0a
% PTWI JECFA 525 644 937
% PTWI EFSA 646 792 1154
% PTWI US EPA 1200 1471 2143
TIS: Taxa de ingestão semanal de MeHg através do consumo estimado dos peixes, caças e batata doce (Ipomoea
batatas) analisados. TIS Total: Soma das TIS obtidas para os diferentes alimentos. * Peso corpóreo médio da
população, por aldeia. % PTWI JECFA: Percentual da TIS total em relação a dose de referência de 1,6 µg/kg pc.
% PTWI EFSA: Percentual da TIS total em relação a dose de referência de 1,3 µg/kg pc. % PTWI US EPA:
Percentual da TIS em relação a dose de referência de 0,7 µg/kg pc. Médias seguidas de letras iguais na mesma
linha não diferem entre si (p>0,05) com relação a TIS total obtida para as populações das três aldeias estudadas.
Conforme pode ser observado na Tabela 16, o maior (p<0,05) valor da TIS de MeHg
foi obtido para a população da aldeia Nazaré, o que está diretamente relacionada com a
quantidade de consumo de espécies de peixes carnívoros, os quais responderam por 73,3 % da
TIS total calculada (11,04 µg/kg pc) para essa aldeia. Dos alimentos analisados, os peixes foram
responsáveis pelos maiores percentuais da TIS total calculada para todas as aldeias estudadas,
na ordem de 98,8, 99,0 e 99,3 % para a Serrinha, Trindade e Nazaré, respectivamente, seguidos
das caças que responderam pela segunda colocação em percentual relativo ao total da TIS de
MeHg, para todas as aldeias.
Com TIS total de 15,0 µg/kg pc a população da aldeia Nazaré atingiu 937, 1154
e 2143 % as doses de referência (PTWI) do JECFA (2014), US EPA (2001) e da EFSA (2015),
112
respectivamente. Depois da aldeia Nazaré, a maior TIS total de MeHg foi obtida para a
população da Trindade (10,3 µg/kg pc), com TIS total de 644, 792 e 1471 % em relação às
PTWI estabelecidas pelas diferentes normatizaçãoes comparadas, na mesma ordem consecutida
da apresentada para Nazaré quanto às doses de referência utilizadas para a comparação.
Apesar de ter apresentado a menor TIS total nesse estudo (8,4 µg/kg pc), a população
da Serrinha excedeu aproximadamente 3,6, 5,2 e 11,3 vezes as doses máximas (PTWI)
sugeridas pelo JECFA, EFSA e US EPA, respectivamente. Ao mesmo tempo em que esses
resultados são reflexos principalmente do consumo de peixes eles surpreendem e preocupam,
pois, podem implicar diretamente no aumento do risco à saúde desses indígenas devido a
possibilidade de bioacumulação de MeHg no organismo com o decorrer dos anos. Contudo,
vale acrescentar que a bioacumulação do mercúrio no organismo humano é dependente das suas
taxas de ingestão e de eliminação (POSTE et al., 2015).
Os resultados da TIS obtidos para os peixes analisados nesse estudo são
consideravelmente superiores aos encontrados por Castilhos et al. (2001), quando obtiveram
uma ingestão diária de Hg-T de 190 ng/kg pc/dia equivalendo a 1,33 µg/kg pc/semana
proveniente do consumo de pescado coletado em áreas contaminadas pela mineração de ouro
do Rio Tapajós (PA). Nesse mesmo e estudo os autores verificaram uma TIS 0,56 µg/kg pc em
regiões onde tal atividade não é praticada. A diferença entre os estudos ocorreu devido a
quantidade consumida, já que o consumo verificado para as aldeias analisadas nessa pesquisa
foi superior aos verificados por Castilhos et al. (2001).
Mourão (2016) encontrou dose média de exposição de MeHg pelo consumo de peixes
na região do Rio Madeira na ordem de 3,4 e 3,5 μg/kg pc/semana para grupos ribeirinhos
infanto-juvenil e adultos de Porto Velho (RO), respectivamente, portanto, menos da metade dos
valores de exposição (TIS) calculados pela ingestão de peixes verificada nesse estudo para a
Serrinha (8,3 μg/kg pc/semana) e inferiror a exposição na aldeia Nazaré (14,9 μg/kg pc/semana)
pelo menos três vezes. Esses autores concluíram que mesmo com as concentrações de mercúrio
em peixe abaixo dos limites nacionais, a quantidade e a frequência do consumo de peixes nas
comunidades ribeirinhas do Rio Madeira são suficientes para manter uma dose de exposição
elevada para todas as faixas etárias.
Considerando que a comparação entre a TIS e a PTWI permite somente uma estimativa
do nível de exposição ao MeHg ou outro composto tóxico em função da ingestão de alimentos
contaminados (PASSOS et al., 2008), e não efetivamente e diretamente o risco à saúde dessas
populações indígenas calculou-se nesse estudo o QR (US EPA, 2004), visando a caracterização
do risco potencial a saúde das populações das três aldeias da etnia Tupari estudadas.
113
5.5.3 Quociente de risco (QR)
Através da TIS de MeHg obtida para os peixes, caças e vegetal analisados calculou-se
o QR estimado à saúde das populações das três aldeias. O QR foi calculado baseando nas taxas
de PTWI de 1,6, 1,3 e 0,7 μg.MeHg/kg peso corpóreo/semana propostas pelo JECFA (2014),
EFSA (2015) e US EPA (2001), respectivamente, como doses de referência para uma exposição
oral crônica, comparando os resultados obtidos de forma que QR > 1 indica um potencial risco
de contaminação (US EPA, 2004) por MeHg a médio e longo prazo.
Os valores de QR calculados conforme a US EPA (2004) baseando-se nas taxas de
PTWI sugeridas pelas diferentes normatizações se encontram na Tabela 17.
Tabela 17 – Quociente de risco (QR) proveniente da ingestão de MeHg pelo consumo dos
alimentos analisados, baseando-se nas taxas de PTWI sugeridas pelo JECFA (2014), EFSA
(2015) e US EPA (2001)
QR Aldeias
Serrinha Trindade Nazaré
JECFA 5,3c 6,4b 9,4a
EFSA 6,5c 7,9b 11,5a
US EPA 12c 14,7b 21,4a
QR: Quociente de risco à saúde calculado baseando-se nas doses de referência para Ingestão Semanal Tolerável
Provisória (PTWI) de MeHg determinadas pelo JECFA (1,6 μg/kg pc), EFSA (1,3 μg/kg pc) e US EPA (0,7 μg/kg
pc), para a três aldeias. Índices de QR seguidos na mesma linha de letras iguais não diferem entre si (p>0,05) com
relação ao risco potencial para as populaçção das diferentes aldeias estudadas e calculado baseando-se nas doses
de PTWI preconizadas pelo JECFA (2014), EFSA (2015) e US EPA (2001).
Conforme pode ser observado na Tabela 17, variando entre 5,3 e 21,4 os níveis de QR
diferiram entre as três aldeias estudadas com base nas PTWI das diferentes instituições
reguladoras utilizadas como parâmetros para a comparação, de forma que o maior risco
potencial de problemas de saúde em decorrência da ingestão de MeHg foi sempre verificado
para a população da Nazaré, seguida da Trindade e Serrinha.
Considerando a proporção (50 %) do consumo de peixes do topo da cadeia alimentar na
aldeia Nazaré (Quadro 3), já era esperada para essa população uma maior taxa de ingestão
semanal (TIS) de MeHg, e consequentemente, o que implicaria num maior risco (QR) de sofrer
efeitos adversos à saúde em relação às outras aldeias.
114
Mesmo utilizando-se da dose de referência do JECFA (2014), a menos rigorosa (PTWI
1,6 μg/kg pc) entre as organizações que estabelem valores máximos toleráveis para ingestão
semanal de MeHg, os QR obtidos para as populações da Serrinha, Trindade e Nazaré se
comportaram superiores 4,3, 5,4 e 8,4 vezes, respectivamente o valor de QR entendido como
limite seguro (QR ≤ 1) para que não ocorram problemas crônicos de saúde, não carcinogênicos,
decorrentes da exposição oral a esse composto organometálico.
Quando utilizada nesse estudo a dose de referância mais rigorosa, a da US EPA (2001),
os QR obtidos extrapolaram entre 11 e 20,4 vezes, o que ocorreu em função do dividendo
(PTWI) ser menor (0,7 μg/kg pc) que a PTWI (1,6 μg/kg pc) recomendada pelo JECFA (2014).
Uma outra relevante observação a respeito da avaliação do risco de exposição dessas
populações indígenas ao MeHg, é que ao considerar somente a soma das TIS obtidas para as
caças e o vegetal analisado desconsiderando então os peixes, o QR ficaria na ordem de 0,14,
0,10 e 0,08 (< 1) para as aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré, respectivamente, mesmo
considerando a PTWI de 0,7 μg/kg pc, a mais rígida delas (US EPA, 2001). Desse modo, pode-
se entender que o consumo de batata doce (I. batatas) e de carne de caça nas aldeias estudadas
não é fonte potencial de risco à saúde dos indígenas Tupari pela exposição ao mercúrio, sendo
os peixes o grande responsável pelo risco encontrado para esses povos.
Em comparação com a literatura internacional, poucos estudos realizados com
populações da Amazônia brasileira avaliaram o risco à saúde decorrente da dieta através do
cálculo do QR. Entre esses estudos se encontra o realizado por Mourão (2016), que encontrou
QR acima de 1 entre 51% a 97%, 55% a 87% e 54% a 96%, respectivamente, nos grupos
infanto-juvenil, mulheres e adultos, resultados esses de QR inferiores aos obtidos nesse estudo,
o que está diretamente relacionado com o maior consumo de peixes na TI estudada (Rio Branco)
em comparação com o consumo das populações estudas por Mourão (2016).
Com taxas de ingestal semanal de Hg-T de 31,5 a 44,8 (μg/kg pc), Boischio e Hanshel
(1996) encontram valores de QR risco entre 21 e 64 para ribeirinhos bebês, lactantes, mulheres
em idade fértil e crianças abaixo de 5 anos, residentes ao longo do Rio Madeira (RO). Os autores
sugeriram que as crianças dessa população ribeirinha estavam ingerindo doses de Hg que
poderiam causar danos neurológicos. Hacon et al. (1997) também avaliaram o risco potencial a
saúde de populações amazônicas (Alta Floresta - MT) usando do coeficiente de risco com base
na razão entre a taxa ingestão estimada pelo consumo de peixes e a dose de referência (PTWI)
selecionada para aquele estudo (2,1 µg/kg pc/semana), com índice de risco estimado em 9,3 e
uma contribuição de 92 % da ingestão de peixes.
115
Embora Santos et al. (2000) não terem observado sinais ou sintomas de intoxicação
evidente por mercúrio, os autores observaram maiores níveis de mercúrio em peixes da região
do Rio Tapajós no estado do Pará, portanto, também na Amazônia brasileira. Os autores
alertaram que as altas taxas de consumo de pescados naquela região levantam preocupações
quanto a possibilidade de efeitos decorrentes de exposição crônica, especialmente entre crianças
e mulheres em idade fértil.
Ainda na Amazônia, Farias (2006) observou altos níveis de risco para pré-escolares da
região do Parque Nacional do Jaú no estado do Amazonas, quando para muitos deles foi
verificada taxa de ingestão de Hg-T maior que 5 μg/kg pc/semana, a qual era a PTWI
regulamentada na época pela OMS.
A literatura internacional recente é vasta de estudos pelos quais foram estimados os
riscos pela ingestão de peixes contendo Hg, porém, na sua grande maioria se trata de peixes
marinhos. A exemplo desses os estudos realizados por Anual et al. (2018) em crustáceos,
cefalópodes e peixes da Malásia e por Ahmed et al. (2018) em espécies de estrela do mar
utilizadas na alimentação em regiões da costa do Mar Arábico. Apesar desses autores terem
avaliado o risco decorrente da ingestão de carne de peixes e/ou frutos do mar, encontraram
valores de ingestão semanal consideravelmente inferiores às obtidas nesse estudo, portanto,
com menor risco de exposição ao mercúrio em comparação com o consumo de peixes coletados
em rios tropicais da Amazônia brasileira.
Ainda que os efeitos do mercúrio sobre as populações da Amazônia brasileira não sejam
tão claros, estudos realizados na região avaliaram os efeitos da exposição ao mercúrio no
desenvolvimento neurológico de crianças (MARQUES et al., 2007), na exposição pré-natal
(MARQUES et. al., 2013) e de adultos (YOKOO et. al., 2003). Estas pesquisas relataram que
o consumo de peixe, a escolaridade materna e o estado nutricional são possíveis fatores que
podem mascarar a relação da exposição ao mercúrio com efeitos no sistema nervoso central.
A inquietação científica quanto se trata da exposição humana aos diferentes
compostos organomercuriais como o MeHg se deve, principalmente, ao fato da sua lenta
eliminação pelo organismo, podendo segundo Ertas et al. (2014) prolongar-se por anos no
cérebro e de acordo com Kim et al. (2015) também nos rins. Vários estudos têm demonstrado
os efeitos neurotóxicos do MeHg em populações expostas a este contaminante. A exemplo
desses os resultados obtidos em população ribeirinha (HACON et al., 2008) da bacia
Amazônica exposta ao metilmercúrio pelo elevado consumo de peixes. Através de testes
neurofuncionais sensíveis esses pesquisadores observaram um decréscimo das funções visuais
116
e motoras (destreza manual, coordenação manual e fadiga muscular) conforme se aumentavam
os níveis de mercúrio no cabelo dos indivíduos.
Além dos problemas à saúde provenientes de alta taxa de ingestão de MeHg
supracitados, esse metal também tem sido relacionado com doenças do coração. Estudos
publicados no New England Journal of Medicine – Jornal de Medicina da Nova
Inglaterra (2002) reportaram associação direta entre o metilmercúrio e doenças
cardiovasculares como, por exemplo, infarto do miocárdio (GUALLAR et al., 2002;
YOSHIZAWA et al., 2002).
Ao contrário do que foi observado por Hacon et al. (2008), em uma avaliação clínica
realizada por Dórea et al. (2005) em diferentes aldeias indígenas da Amazônia não foram
detectadas queixas neurológicas entre as quais paraparesia, dormência, tremor e falha de
balanceamento, compatíveis com a exposição ao mercúrio. Esses autores e seus colaboradores
advertiram ainda na sua pesquisa que a exposição ao MeHg pela ingestão de peixes de água
doce é um problema menor em comparação com as doenças infecciosas endêmicas que ocorrem
na Amazônia, como é o caso da malária. Os autores acrescentaram que embora os peixes sejam
abundantes na dieta indígena, têm sido consumidos sem problemas aparentes à saúde desses
povos amazônicos.
A dieta a base de alimentos contendo teores consideráveis de selênio (castanhas) e fibras
(farinha de mandioca) pode estar auxiliando para a não ocorrência de efeitos cardiotóxicos
perceptíveis e/ou de outra ordem nas populações ribeirinhas e indígenas (ROCHA et al., 2014;
LI et al., 2012; LEMIRE et al., 2010).
Conforme já discorrido nesse trabalho e segundo informou Passos (2003), esses
compostos apresentam efeitos antioxidantes e cardioprotetores, que auxiliam na produção de
substâncias com capacidade de ligação com o mercúrio orgânico presente no organismo,
promovendo a sua desmetilação (KHAN; WANG, 2009) e com isso reduzindo os seus efeitos
deletérios à saúde dessas populações tradicionais da Amazônia brasileira susceptíveis à elevado
QR pela ingestão de peixes.
Cabe destacar que ao mesmo tempo em que os peixes foram considerados as principais
fontes de exposição ao MeHg para os indígenas estudados nessa pesquisa, eles também têm
sido, simultaneamente, fonte de selênio na dieta dessas populações, assim como as castanhas e
a mandioca, o que pode estar amenizando o risco crônico à saúde dos Tupari pela ingestão de
alimentos contendo MeHg.
117
6 CONCLUSÃO
Não foi constatada forte influência da sazonalidade pluvial nos níveis de mercúrio
orgânico e inorgânico nos solos das plantações para as diferentes aldeias.
A maioria dos alimentos vegetais apresentou níveis de Hg-T e também de MeHg muito
baixos, inclusive, inferiores ao limite de detecção da técnica analítica, não tendo sido
comprovada uma possível correlação entre os resultados encontrados nos vegetais e nos solos
das suas respectivas plantações (roças). Apesar dos baixos valores de MeHg encontrados para
os alimentos vegetais, os mesmos se caracterizam como a fonte de proteína vegetal mais
consumida nas aldeias estudadas, demonstrando a relevância de estimar o quanto esses
alimentos estão presentes na dieta dos Tupari e com isso identificar a representatividade desses
vegetais para a exposição e risco de contaminação dessa população ao mercúrio.
Das 19 espécies de peixes analisadas 8 (42,1 %) apresentaram teores de Hg-T que
extrapolavam os valores máximos sugeridos como seguros pela Organização Mundial da
Saúde. Os peixes carnívoros foram responsáveis pela maior concentração média de mercúrio
total, o qual se encontrava predominantemente na forma de metilmercúrio, o que é resultado do
processo de biomagnificação do MeHg ao longo da cadeia trófica aquática.
Ainda que com concentrações médias de Hg-T e de MeHg muitas vezes inferiores aos
valores obtidos para os peixes, dependendo da quantidade em que é consumida, a carne de caça
poderá exercer significativa influência no nível de exposição dos indígenas Tupari a esses
elementos tóxicos, já que para algumas espécies os níveis foram próximos aos obtidos para os
peixes.
Os resultados da avaliação do risco mediante a taxa de ingestão de MeHg através do
consumo de peixes, carne de caça e batata doce (I. batatas) indicaram que as populações das
aldeias estudadas estão expostas ao risco de sofrer a médio e longo prazo problemas de saúde
em decorrência da ingestão desses alimentos.
Dos grupos de alimentos analisados nesse estudo, os peixes responderam pelo maior
percentual da taxa de ingestão total semanal de mercúrio inorgânico, seguido das caças e da
batata doce (I. batatas). Para atenuar o risco em decorrência da exposição ao MeHg sugere-se
à população indígena Tupari optar pelo consumo de peixes e caças com hábito alimentar
herbívoro, assim como é recomendado o aumento do consumo de castanha e outros alimentos
que também contenham boas concentrações de selênio, micronutriente este que pode estar
atuando com efeito antagonista aos problemas de saúde que poderiam estar acometendo os
indígenas estudados nessa pesquisa, bem como outras populações ribeirinhas da Amazônia.
118
RECOMENDAÇÕES
Embora, não existam relatos de mineração de ouro na região próxima a TI Rio Branco,
algumas amostras de solos, assim como algumas espécies de peixes e de caças apresentaram
níveis consideráveis de Hg-T e MeHg, em alguns casos superiores aos encontrados em outras
regiões do estado de Rondônia ou do país com histórico de garimpos. A presença de PCHs no
Rio Branco, à montante das aldeias estudadas ou mesmo as frequentes queimadas na região
circunvizinha que ocorrem para o preparo de áreas destinadas ao plantio de soja, podem estar
contribuindo para o aumento dos níveis de mercúrio total e metilmercúrio no solo, peixes, caças
e vegetais da TI Rio Branco. No entanto, essa suposição só poderá ser confirmada com a
continuidade da pesquisa através de análises desses mesmos elementos químicos em amostras
dos compartimentos bióticos e abióticos a montante das barragens das PCHs, assim como em
áreas agrícolas próximas à TI, colocada a inexistência de estudos nessa região do estado que
tivessem esse objetivo. A quantificação de mercúrio e de selênio em amostras biológicas dos
indígenas da TI Rio Branco também se carcteriza uma interessante opção para a continuidade
dos estudos na região.
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Rubrica do PesquisadorRubrica do sujeito de pesquisa
TERMO DE CONSENTIMENTO LIVRE E ESCLARECIDO (TCLE)
Título da pesquisa:
INVESTIGAÇÃO DE MERCÚRIO EM PEIXES, CAÇAS E VEGETAIS CONSUMIDOS POR
INDÍGENAS AMAZÔNICOS
Pesquisador responsável:
Me. Débora Francielly de Oliveira
Departamento de Engenharia de Alimentos - Fundação Universidade Federal de Rondônia, Avenida
Tancredo Neves, 3450, Setor Institucional, CEP 76872-862 - Ariquemes – RO/Brasil. Telefone
Geral+55 (69) 3535-3563.
Local de realização da pesquisa:
Coletas de amostras:
- Terra Indígena Rio Branco
Análises:
Laboratório de Biogeoquímica Ambiental - Universidade Federal de Rondônia, BR 364, Km 9,5,
CEP: 76801-059 - Porto Velho – RO/Brasil. Telefone Geral+55 (69) 2182-2100.
A) INFORMAÇÕES
1. Apresentação da pesquisa.
Já são conhecidos os prejuízos à saúde humana decorrentes do contato e/ou ingestão de alimentos e
água contaminados por mercúrio e outros metais tóxicos. Diante do exposto, o projeto visa investigar
os níveis de mercúrio em amostras de água, pescados, carnes de caça, vegetais e solos oriundas de
três aldeias (Serrinha, Trindade e Nazaré) da Terra Indígena Rio Branco, localizada na Floresta
Nacional do Jamari, na região oeste do estado de Rondônia. Procederá a comparação entre os níveis
de mercúrio obtidos para ambas as amostras e áreas (aldeias) de estudo, bem como será comparado
entre as populações das diferentes aldeias o risco de contaminação desses indígenas por mercúrio
ingerido pela dieta.
2. Objetivo principal da pesquisa.
Identificar se as populações indígenas Tupari das aldeias Serrinha, Trindade e Nazaré estão
expostas ao risco de sofrer problemas de saúde decorrentes da ingestão de alimentos contendo
mercúrio.
3. Riscos e Benefícios.
Riscos: Com relação aos indígenas, não foram detectados riscos significativos, visto que neste
estudo os mesmos são considerados sujeitos secundários de pesquisa, já que não será realizada coleta
de material biológico desses indivíduos, os quais participarão somente da coleta de amostras de
peixes e caça, o que já é de hábito nas aldeias, bem como responder à perguntas sobre o consumo
semanal dos alimentos estudados.
Benefícios: Contribuir com resultados inéditos sobre a qualidade toxicológica dos peixes, caças e
vegetais provenientes de Terra Indígena localizada em região sem influência de garimpos do estado
de Rondônia; Ampliar o conhecimento sobre mercúrio nos rios amazônicos, bem como sobre a
exposição da população indígena a esse contaminante; Identificar os níveis de exposição das
populações indígenas estudadas ao mercúrio em função da dieta e conhecer o risco disso à saúde
dessas populações; Subsidiar com informações científicas, pesquisadores e gestores de órgãos
ligados à saúde indígena e ao gerenciamento ambiental em Rondônia, visando potencializar as
tomadas de decisões.
Rubrica do PesquisadorRubrica do sujeito de pesquisa
4. Critérios de inclusão e exclusão de aldeias.
Inclusão: A escolha pela Terra Indígena Rio Branco ocorreu, pois, apesar de estar situada em uma
região sem histórico de garimpos, se encontra nas proximidades de usinas hidrelétricas e da região
com expansão da soja no estado, atividades essas que têm sua influência comprovada
cientificamente no aumento da concentração de mercúrio nos diferentes compartimentos
ambientais.
Exclusão: A exclusão de indígenas designados para coletas de amostras será de responsabilidade de
seus representantes, os quais serão também responsáveis pela inclusão dos mesmos nas tarefas
(coletas de peixes e de caça e respostas sobre o consumo de peixes, caça).
5. Consentimento
Eu declaro ter conhecimento das informações contidas neste documento e ter recebido
respostas claras às minhas questões a propósito da minha participação e colaboração com a pesquisa
e, adicionalmente, declaro ter compreendido o objetivo, a natureza, os riscos e benefícios deste
estudo.
Eu decidi, livre e voluntariamente, participar e contribuir com o estudo, prestando
informações sobre a quantidade estimada de consumo de peixes, carne de caça e/ou coletando as
amostras. Estou consciente que posso deixar o projeto a qualquer momento, sem nenhum prejuízo,
caso solicitado pelo meu representante, na aldeia ou FUNAI.
Nome completo do indígena:_______________________________________________________.
Aldeia:______________________________ Data:________________.
Eu, na qualidade de responsável pela pesquisa declaro ter apresentado o estudo, explicado seus
objetivos, natureza, riscos e benefícios e ter respondido da melhor forma possível às questões
formuladas pelos sujeitos de pesquisa (indígenas e seus representantes).
_______________________
Me. Débora Francielly de Oliveira
(Pesquisadora responsável)
Para todas as questões relativas ao estudo poderão se comunicar com Débora Francielly de Oliveira,
via e-mail: [email protected] ou telefone: (69) 8112 1890 ou (69) 3535 3563.
Comitê de Ética em Pesquisa para recurso ou reclamações do sujeito pesquisado: Comitê de
Ética em Pesquisa da Fundação Universidade Federal de Rondônia (CEP/UNIR), Anexo ao Núcleo
de Saúde. Endereço: BR 364, Km 9,5, CEP: 76801-059 - Porto Velho – RO/Brasil.
Fone: (69) 2182-2111)
QUESTIONÁRIO
ESTIMATIVA DO CONSUMO MÉDIO SEMANAL DOS PEIXES, CAÇAS E
VEGETAIS ANALISADOS
Aldeia:______________ Família: _____ Indígena responsável: ________________________
CONSUMO DE PEIXESEspécies carnívoras Consumo (kg)Piranha vermelhaPintadoPirararaBarba-Chata Piranha brancaMandubé/PalmitoJaúSurubim/CacharaTucunaré-AmareloPeixe-cachorroConsumo total de carnívoros Espécies detritívoras Consumo (kg)BranquinhaCurimatãAcari-BodóCascudoConsumo total de detritívorosEspécies herbívoras Consumo (kg)Pacu prataPirapitinga rosadaCará-AçúPiauTambaquiConsumo total de herbívoros
Consumo familiar total dos peixes analisados (kg):___________
(%) espécies carnívoras:________
(%) espécies detritívoras:_______
(%) espécies herbívoras:________
CONSUMO DE CAÇASEspécies carnívoras Consumo (kg)Jacaré-AçuJacaretingaConsumo total de carnívorosEspécies omnívoras Consumo (kg)CatetoQueixadaConsumo total de omnívorosEspécies herbívoras Consumo (kg)AraraCapivaraMacaco prego Anta TracajáNambuTartarugaPacaCotiaTatuVeado mateiroVeado campeiroConsumo total de herbívoros
Consumo familiar total das caças analisadas (kg):___________
%) espécies carnívoras:________
(%) espécies omnívoras:_______
(%) espécies herbívoras:________
CONSUMO DE VEGETAISEspécies vegetais Consumo (kg)Banana-da-terra InhameMilhoBatata doceCará roxoMacaxeiraConsumo familiar total dos vegetais analisados
Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-1 Data da Emissão: 24/02/2015 09:39 Data para Revalidação*: 25/03/2016
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Cronograma de atividades# Descrição da atividade Início (mês/ano) Fim (mês/ano)
1 Autorizações para execução da pesquisa junto aos orgaos competentes 01/2015 06/20152 Busca de recursos junto aos órgãos de fomento à pesquisas 02/2015 08/20153 1ª Coleta e Preparo das amostras 09/2015 09/20154 Análises laboratoriais 12/2015 01/20165 2ª Coleta e Preparo das amostras 02/2016 02/20166 Análises laboratoriais 04/2016 05/20167 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2016 07/20178 3ª Coleta e Preparo das amostras 09/2016 09/20169 Análises laboratoriais 12/2016 01/201710 4ª Coleta e Preparo das amostras 02/2017 02/201711 Análises laboratoriais 04/2017 05/201712 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2017 08/201713 5ª Coleta e Preparo das amostras 09/2017 09/201714 Análises laboratoriais 12/2017 01/201815 6ª Coleta e Preparo das amostras 02/2018 02/201816 Análises laboratoriais 04/2018 05/201817 Tratamento dos dados e Revisão bibliográfica; Elaboração de artigo, Tese e relatórios de pesquisa 05/2018 11/201818 Defesa da Tese e conclusão da pesquisa 12/2018 12/2018
Observações e ressalvas
1As atividades de campo exercidas por pessoa natural ou jurídica estrangeira, em todo o território nacional, que impliquem o deslocamento de recursos humanos emateriais, tendo por objeto coletar dados, materiais, espécimes biológicos e minerais, peças integrantes da cultura nativa e cultura popular, presente e passada,obtidos por meio de recursos e técnicas que se destinem ao estudo, à difusão ou à pesquisa, estão sujeitas a autorização do Ministério de Ciência e Tecnologia.
2
Esta autorização NÃO exime o pesquisador titular e os membros de sua equipe da necessidade de obter as anuências previstas em outros instrumentos legais, bemcomo do consentimento do responsável pela área, pública ou privada, onde será realizada a atividade, inclusive do órgão gestor de terra indígena (FUNAI), daunidade de conservação estadual, distrital ou municipal, ou do proprietário, arrendatário, posseiro ou morador de área dentro dos limites de unidade de conservaçãofederal cujo processo de regularização fundiária encontra-se em curso.
3Este documento somente poderá ser utilizado para os fins previstos na Instrução Normativa ICMBio n° 03/2014 ou na Instrução Normativa ICMBio n° 10/2010, no queespecifica esta Autorização, não podendo ser utilizado para fins comerciais, industriais ou esportivos. O material biológico coletado deverá ser utilizado para atividadescientíficas ou didáticas no âmbito do ensino superior.
4A autorização para envio ao exterior de material biológico não consignado deverá ser requerida por meio do endereço eletrônico www.ibama.gov.br (Serviços on-line -Licença para importação ou exportação de flora e fauna - CITES e não CITES).
5O titular de licença ou autorização e os membros da sua equipe deverão optar por métodos de coleta e instrumentos de captura direcionados, sempre que possível,ao grupo taxonômico de interesse, evitando a morte ou dano significativo a outros grupos; e empregar esforço de coleta ou captura que não comprometa a viabilidadede populações do grupo taxonômico de interesse em condição in situ.
6O titular de autorização ou de licença permanente, assim como os membros de sua equipe, quando da violação da legislação vigente, ou quando da inadequação,omissão ou falsa descrição de informações relevantes que subsidiaram a expedição do ato, poderá, mediante decisão motivada, ter a autorização ou licençasuspensa ou revogada pelo ICMBio e o material biológico coletado apreendido nos termos da legislação brasileira em vigor.
7Este documento não dispensa o cumprimento da legislação que dispõe sobre acesso a componente do patrimônio genético existente no território nacional, naplataforma continental e na zona econômica exclusiva, ou ao conhecimento tradicional associado ao patrimônio genético, para fins de pesquisa científica,bioprospecção e desenvolvimento tecnológico. Veja maiores informações em www.mma.gov.br/cgen.
8Em caso de pesquisa em UNIDADE DE CONSERVAÇÃO, o pesquisador titular desta autorização deverá contactar a administração da unidade a fim de CONFIRMARAS DATAS das expedições, as condições para realização das coletas e de uso da infra-estrutura da unidade.
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
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Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
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Outras ressalvas
1
1)Conforme esclarecido pela pesquisadora, não será realizada coleta e captura de animais pela equipe de pesquisa. Esta autorização refere-seapenas a coleta de amostras biológicas de espécimes abatidos pelos indígenas para o próprio consumo.2)A presente autorização SISBio não isenta a proponente e respectiva equipe de pesquisadores-colaboradores a obter eventual anuência daFUNAI, para a execução do estudo nas TIs contempladas no projeto.3)Entrar em contato com os gestores das unidades de conservação que serão visitadas, com antecedência mínima de 15 dias.
Equipe# Nome Função CPF Doc. Identidade Nacionalidade
1 Wanderley Rodrigues BastosCoordenar e supervisionar asanálises de metais pesados
531.334.807-82 3913620-5 IFP/Detran-RJ Brasileira
2 Gerson Flôres NascimentoAuxílio com análises de águae geoestatística
115.311.772-04 125008 SSP-RO-RO Brasileira
Locais onde as atividades de campo serão executadas# Município UF Descrição do local Tipo
1 RO PARQUE NACIONAL DE PACAÁS NOVOS UC Federal2 RO FLORESTA NACIONAL DO JAMARI UC Federal
Atividades X Táxons# Atividade Táxons
1 Captura de animais silvestres in situ Dasypus novemcinctus
2 Coleta/transporte de amostras biológicas in situ
Laemolyta proxima, Mylossoma aureum, Cichla, Acestrorhynchus falcirostris, Hydrochoerushydrochaeris, Hoplias malabaricus, Schizodon, Pseudoplatystoma corruscans, Tayassu tajacu,Brycon melanopterus, Melanosuchus niger, Dasypus novemcinctus, Agouti paca, Plagioscionsquamosissimus, Boulengerella maculata
3 Coleta/transporte de espécimes da fauna silvestre in situ Dasypus novemcinctus (*Qtde: 2)
4 Observação e gravação de imagem ou som
Laemolyta proxima, Brycon melanopterus, Boulengerella maculata, Dasypus novemcinctus,Melanosuchus niger, Plagioscion squamosissimus, Agouti paca, Hoplias malabaricus,Hydrochoerus hydrochaeris, Schizodon, Acestrorhynchus falcirostris, Pseudoplatystomacorruscans, Mylossoma aureum, Cichla, Tayassu tajacu
* Quantidade de indivíduos por espécie, por localidade ou unidade de conservação, a serem coletados durante um ano.
Material e métodos1 Amostras biológicas (Outros mamíferos) Fragmento de tecido/órgão2 Amostras biológicas (Peixes) Fragmento de tecido/órgão3 Amostras biológicas (Répteis) Fragmento de tecido/órgão4 Amostras biológicas (Tatus) Fragmento de tecido/órgão
5 Método de captura/coleta (Tatus)Arco e flecha, zagaia, fisga e variações, Captura manual, Armadilha tipo gaiola com atração por iscas (“Box Trap/Tomahawk/Sherman”)
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Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Destino do material biológico coletado# Nome local destino Tipo Destino
1 Fundação Universidade Federal Rondônia
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COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Registro de coleta imprevista de material biológicoDe acordo com a Instrução Normativa nº 03/2014, a coleta imprevista de material biológico ou de substrato nãocontemplado na autorização ou na licença permanente deverá ser anotada na mesma, em campo específico, porocasião da coleta, devendo esta coleta imprevista ser comunicada por meio do relatório de atividades. O transporte domaterial biológico ou do substrato deverá ser acompanhado da autorização ou da licença permanente com a devidaanotação. O material biológico coletado de forma imprevista, deverá ser destinado à instituição científica e, depositado,preferencialmente, em coleção biológica científica registrada no Cadastro Nacional de Coleções Biológicas (CCBIO).
Táxon* Qtde. Tipo de amostra Qtde. Data
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* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
* Identificar o espécime no nível taxonômico possível.
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-2 Data da Emissão: 01/02/2016 10:47 Data para Revalidação*: 02/03/2017
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Cronograma de atividades# Descrição da atividade Início (mês/ano) Fim (mês/ano)
1 Autorizações para execução da pesquisa junto aos orgaos competentes 01/2015 06/20152 Busca de recursos junto aos órgãos de fomento à pesquisas 02/2015 08/20153 1ª Coleta e Preparo das amostras 09/2015 09/20154 Análises laboratoriais 12/2015 01/20165 2ª Coleta e Preparo das amostras 02/2016 02/20166 Análises laboratoriais 04/2016 05/20167 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2016 07/20178 3ª Coleta e Preparo das amostras 09/2016 09/20169 Análises laboratoriais 12/2016 01/201710 4ª Coleta e Preparo das amostras 02/2017 02/201711 Análises laboratoriais 04/2017 05/201712 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2017 08/201713 5ª Coleta e Preparo das amostras 09/2017 09/201714 Análises laboratoriais 12/2017 01/201815 6ª Coleta e Preparo das amostras 02/2018 02/201816 Análises laboratoriais 04/2018 05/201817 Tratamento dos dados e Revisão bibliográfica; Elaboração de artigo, Tese e relatórios de pesquisa 05/2018 11/201818 Defesa da Tese e conclusão da pesquisa 12/2018 12/2018
Observações e ressalvas
1As atividades de campo exercidas por pessoa natural ou jurídica estrangeira, em todo o território nacional, que impliquem o deslocamento de recursos humanos emateriais, tendo por objeto coletar dados, materiais, espécimes biológicos e minerais, peças integrantes da cultura nativa e cultura popular, presente e passada,obtidos por meio de recursos e técnicas que se destinem ao estudo, à difusão ou à pesquisa, estão sujeitas a autorização do Ministério de Ciência e Tecnologia.
2
Esta autorização NÃO exime o pesquisador titular e os membros de sua equipe da necessidade de obter as anuências previstas em outros instrumentos legais, bemcomo do consentimento do responsável pela área, pública ou privada, onde será realizada a atividade, inclusive do órgão gestor de terra indígena (FUNAI), daunidade de conservação estadual, distrital ou municipal, ou do proprietário, arrendatário, posseiro ou morador de área dentro dos limites de unidade de conservaçãofederal cujo processo de regularização fundiária encontra-se em curso.
3Este documento somente poderá ser utilizado para os fins previstos na Instrução Normativa ICMBio n° 03/2014 ou na Instrução Normativa ICMBio n° 10/2010, no queespecifica esta Autorização, não podendo ser utilizado para fins comerciais, industriais ou esportivos. O material biológico coletado deverá ser utilizado para atividadescientíficas ou didáticas no âmbito do ensino superior.
4A autorização para envio ao exterior de material biológico não consignado deverá ser requerida por meio do endereço eletrônico www.ibama.gov.br (Serviços on-line -Licença para importação ou exportação de flora e fauna - CITES e não CITES).
5O titular de licença ou autorização e os membros da sua equipe deverão optar por métodos de coleta e instrumentos de captura direcionados, sempre que possível,ao grupo taxonômico de interesse, evitando a morte ou dano significativo a outros grupos; e empregar esforço de coleta ou captura que não comprometa a viabilidadede populações do grupo taxonômico de interesse em condição in situ.
6O titular de autorização ou de licença permanente, assim como os membros de sua equipe, quando da violação da legislação vigente, ou quando da inadequação,omissão ou falsa descrição de informações relevantes que subsidiaram a expedição do ato, poderá, mediante decisão motivada, ter a autorização ou licençasuspensa ou revogada pelo ICMBio, nos termos da legislação brasileira em vigor.
7Este documento não dispensa o cumprimento da legislação que dispõe sobre acesso a componente do patrimônio genético existente no território nacional, naplataforma continental e na zona econômica exclusiva, ou ao conhecimento tradicional associado ao patrimônio genético, para fins de pesquisa científica,bioprospecção e desenvolvimento tecnológico. Veja maiores informações em www.mma.gov.br/cgen.
8Em caso de pesquisa em UNIDADE DE CONSERVAÇÃO, o pesquisador titular desta autorização deverá contactar a administração da unidade a fim de CONFIRMARAS DATAS das expedições, as condições para realização das coletas e de uso da infra-estrutura da unidade.
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-2 Data da Emissão: 01/02/2016 10:47 Data para Revalidação*: 02/03/2017
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Outras ressalvas
1
1)Conforme esclarecido pela pesquisadora, não será realizada coleta e captura de animais pela equipe de pesquisa. Esta autorização refere-seapenas a coleta de amostras biológicas de espécimes abatidos pelos indígenas para o próprio consumo.2)A presente autorização SISBio não isenta a proponente e respectiva equipe de pesquisadores-colaboradores a obter eventual anuência daFUNAI, para a execução do estudo nas TIs contempladas no projeto.3)Entrar em contato com os gestores das unidades de conservação que serão visitadas, com antecedência mínima de 15 dias.
Equipe# Nome Função CPF Doc. Identidade Nacionalidade
1 Wanderley Rodrigues BastosCoordenar e supervisionar asanálises de metais pesados
531.334.807-82 3913620-5 IFP/Detran-RJ Brasileira
2 Gerson Flôres NascimentoAuxílio com análises de águae geoestatística
115.311.772-04 125008 SSP-RO-RO Brasileira
Locais onde as atividades de campo serão executadas# Município UF Descrição do local Tipo
1 RO PARQUE NACIONAL DE PACAÁS NOVOS UC Federal2 RO FLORESTA NACIONAL DO JAMARI UC Federal
Atividades X Táxons# Atividade Táxons
1 Captura de animais silvestres in situ Dasypus novemcinctus
2 Coleta/transporte de amostras biológicas in situ
Laemolyta proxima, Mylossoma aureum, Cichla, Acestrorhynchus falcirostris, Hydrochoerushydrochaeris, Hoplias malabaricus, Schizodon, Pseudoplatystoma corruscans, Tayassu tajacu,Brycon melanopterus, Melanosuchus niger, Dasypus novemcinctus, Agouti paca, Plagioscionsquamosissimus, Boulengerella maculata
3 Coleta/transporte de espécimes da fauna silvestre in situ Dasypus novemcinctus (*Qtde: 2)
4Observação e gravação de imagem ou som de taxon em UCfederal
Laemolyta proxima, Brycon melanopterus, Boulengerella maculata, Dasypus novemcinctus,Melanosuchus niger, Plagioscion squamosissimus, Agouti paca, Hoplias malabaricus,Hydrochoerus hydrochaeris, Schizodon, Acestrorhynchus falcirostris, Pseudoplatystomacorruscans, Mylossoma aureum, Cichla, Tayassu tajacu
* Quantidade de indivíduos por espécie, por localidade ou unidade de conservação, a serem coletados durante um ano.
Material e métodos1 Amostras biológicas (Outros mamíferos) Fragmento de tecido/órgão2 Amostras biológicas (Peixes) Fragmento de tecido/órgão3 Amostras biológicas (Répteis) Fragmento de tecido/órgão4 Amostras biológicas (Tatus) Fragmento de tecido/órgão
5 Método de captura/coleta (Tatus)Arco e flecha, zagaia, fisga e variações, Captura manual, Armadilha tipo gaiola com atração por iscas (“Box Trap/Tomahawk/Sherman”)
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-2 Data da Emissão: 01/02/2016 10:47 Data para Revalidação*: 02/03/2017
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Destino do material biológico coletado# Nome local destino Tipo Destino
1 Fundação Universidade Federal Rondônia
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-2 Data da Emissão: 01/02/2016 10:47 Data para Revalidação*: 02/03/2017
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Registro de coleta imprevista de material biológicoDe acordo com a Instrução Normativa nº 03/2014, a coleta imprevista de material biológico ou de substrato nãocontemplado na autorização ou na licença permanente deverá ser anotada na mesma, em campo específico, porocasião da coleta, devendo esta coleta imprevista ser comunicada por meio do relatório de atividades. O transporte domaterial biológico ou do substrato deverá ser acompanhado da autorização ou da licença permanente com a devidaanotação. O material biológico coletado de forma imprevista, deverá ser destinado à instituição científica e, depositado,preferencialmente, em coleção biológica científica registrada no Cadastro Nacional de Coleções Biológicas (CCBIO).
Táxon* Qtde. Tipo de amostra Qtde. Data
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-2 Data da Emissão: 01/02/2016 10:47 Data para Revalidação*: 02/03/2017
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
* Identificar o espécime no nível taxonômico possível.
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
Código de autenticação: 98365567Página 5/5
Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-3 Data da Emissão: 18/08/2017 12:21 Data para Revalidação*: 17/09/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Cronograma de atividades# Descrição da atividade Início (mês/ano) Fim (mês/ano)
1 Autorizações para execução da pesquisa junto aos orgaos competentes 01/2015 06/20152 Busca de recursos junto aos órgãos de fomento à pesquisas 02/2015 08/20153 1ª Coleta e Preparo das amostras 09/2015 09/20154 Análises laboratoriais 12/2015 01/20165 2ª Coleta e Preparo das amostras 02/2016 02/20166 Análises laboratoriais 04/2016 05/20167 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2016 07/20178 3ª Coleta e Preparo das amostras 09/2016 09/20169 Análises laboratoriais 12/2016 01/201710 4ª Coleta e Preparo das amostras 02/2017 02/201711 Análises laboratoriais 04/2017 05/201712 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2017 08/201713 5ª Coleta e Preparo das amostras 09/2017 09/201714 Análises laboratoriais 12/2017 01/201815 6ª Coleta e Preparo das amostras 02/2018 02/201816 Análises laboratoriais 04/2018 05/201817 Tratamento dos dados e Revisão bibliográfica; Elaboração de artigo, Tese e relatórios de pesquisa 05/2018 11/201818 Defesa da Tese e conclusão da pesquisa 12/2018 12/2018
Observações e ressalvas
1As atividades de campo exercidas por pessoa natural ou jurídica estrangeira, em todo o território nacional, que impliquem o deslocamento de recursos humanos emateriais, tendo por objeto coletar dados, materiais, espécimes biológicos e minerais, peças integrantes da cultura nativa e cultura popular, presente e passada,obtidos por meio de recursos e técnicas que se destinem ao estudo, à difusão ou à pesquisa, estão sujeitas a autorização do Ministério de Ciência e Tecnologia.
2
Esta autorização NÃO exime o pesquisador titular e os membros de sua equipe da necessidade de obter as anuências previstas em outros instrumentos legais, bemcomo do consentimento do responsável pela área, pública ou privada, onde será realizada a atividade, inclusive do órgão gestor de terra indígena (FUNAI), daunidade de conservação estadual, distrital ou municipal, ou do proprietário, arrendatário, posseiro ou morador de área dentro dos limites de unidade de conservaçãofederal cujo processo de regularização fundiária encontra-se em curso.
3Este documento somente poderá ser utilizado para os fins previstos na Instrução Normativa ICMBio n° 03/2014 ou na Instrução Normativa ICMBio n° 10/2010, no queespecifica esta Autorização, não podendo ser utilizado para fins comerciais, industriais ou esportivos. O material biológico coletado deverá ser utilizado para atividadescientíficas ou didáticas no âmbito do ensino superior.
4A autorização para envio ao exterior de material biológico não consignado deverá ser requerida por meio do endereço eletrônico www.ibama.gov.br (Serviços on-line -Licença para importação ou exportação de flora e fauna - CITES e não CITES).
5O titular de licença ou autorização e os membros da sua equipe deverão optar por métodos de coleta e instrumentos de captura direcionados, sempre que possível,ao grupo taxonômico de interesse, evitando a morte ou dano significativo a outros grupos; e empregar esforço de coleta ou captura que não comprometa a viabilidadede populações do grupo taxonômico de interesse em condição in situ.
6O titular de autorização ou de licença permanente, assim como os membros de sua equipe, quando da violação da legislação vigente, ou quando da inadequação,omissão ou falsa descrição de informações relevantes que subsidiaram a expedição do ato, poderá, mediante decisão motivada, ter a autorização ou licençasuspensa ou revogada pelo ICMBio, nos termos da legislação brasileira em vigor.
7Este documento não dispensa o cumprimento da legislação que dispõe sobre acesso a componente do patrimônio genético existente no território nacional, naplataforma continental e na zona econômica exclusiva, ou ao conhecimento tradicional associado ao patrimônio genético, para fins de pesquisa científica,bioprospecção e desenvolvimento tecnológico. Veja maiores informações em www.mma.gov.br/cgen.
8Em caso de pesquisa em UNIDADE DE CONSERVAÇÃO, o pesquisador titular desta autorização deverá contactar a administração da unidade a fim de CONFIRMARAS DATAS das expedições, as condições para realização das coletas e de uso da infra-estrutura da unidade.
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
Código de autenticação: 64216178Página 1/5
Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-3 Data da Emissão: 18/08/2017 12:21 Data para Revalidação*: 17/09/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Outras ressalvas
1
1)Conforme esclarecido pela pesquisadora, não será realizada coleta e captura de animais pela equipe de pesquisa. Esta autorização refere-seapenas a coleta de amostras biológicas de espécimes abatidos pelos indígenas para o próprio consumo.2)A presente autorização SISBio não isenta a proponente e respectiva equipe de pesquisadores-colaboradores a obter eventual anuência daFUNAI, para a execução do estudo nas TIs contempladas no projeto.3)Entrar em contato com os gestores das unidades de conservação que serão visitadas, com antecedência mínima de 15 dias.
Equipe# Nome Função CPF Doc. Identidade Nacionalidade
1 Wanderley Rodrigues BastosCoordenar e supervisionar asanálises de metais pesados
531.334.807-82 3913620-5 IFP/Detran-RJ Brasileira
2 Gerson Flôres NascimentoAuxílio com análises de águae geoestatística
115.311.772-04 125008 SSP-RO-RO Brasileira
Locais onde as atividades de campo serão executadas# Município UF Descrição do local Tipo
1 RO PARQUE NACIONAL DE PACAÁS NOVOS UC Federal2 RO FLORESTA NACIONAL DO JAMARI UC Federal
Atividades X Táxons# Atividade Táxons
1 Captura de animais silvestres in situ Dasypus novemcinctus
2 Coleta/transporte de amostras biológicas in situ
Laemolyta proxima, Mylossoma aureum, Cichla, Acestrorhynchus falcirostris, Hydrochoerushydrochaeris, Hoplias malabaricus, Schizodon, Pseudoplatystoma corruscans, Tayassu tajacu,Brycon melanopterus, Melanosuchus niger, Dasypus novemcinctus, Agouti paca, Plagioscionsquamosissimus, Boulengerella maculata
3 Coleta/transporte de espécimes da fauna silvestre in situ Dasypus novemcinctus (*Qtde: 2)
4Observação e gravação de imagem ou som de taxon em UCfederal
Laemolyta proxima, Brycon melanopterus, Boulengerella maculata, Dasypus novemcinctus,Melanosuchus niger, Plagioscion squamosissimus, Agouti paca, Hoplias malabaricus,Hydrochoerus hydrochaeris, Schizodon, Acestrorhynchus falcirostris, Pseudoplatystomacorruscans, Mylossoma aureum, Cichla, Tayassu tajacu
* Quantidade de indivíduos por espécie, por localidade ou unidade de conservação, a serem coletados durante um ano.
Material e métodos1 Amostras biológicas (Outros mamíferos) Fragmento de tecido/órgão2 Amostras biológicas (Peixes) Fragmento de tecido/órgão3 Amostras biológicas (Répteis) Fragmento de tecido/órgão4 Amostras biológicas (Tatus) Fragmento de tecido/órgão
5 Método de captura/coleta (Tatus)Arco e flecha, zagaia, fisga e variações, Captura manual, Armadilha tipo gaiola com atração por iscas (“Box Trap/Tomahawk/Sherman”)
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
Código de autenticação: 64216178Página 2/5
Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-3 Data da Emissão: 18/08/2017 12:21 Data para Revalidação*: 17/09/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Destino do material biológico coletado# Nome local destino Tipo Destino
1 Fundação Universidade Federal Rondônia
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
de autenticação abaixo, qualquer cidadão poderá verificar a autenticidade ou regularidade deste documento, por meio da página do Sisbio/ICMBio na
Internet (www.icmbio.gov.br/sisbio).
Código de autenticação: 64216178Página 3/5
Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-3 Data da Emissão: 18/08/2017 12:21 Data para Revalidação*: 17/09/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Registro de coleta imprevista de material biológicoDe acordo com a Instrução Normativa nº 03/2014, a coleta imprevista de material biológico ou de substrato nãocontemplado na autorização ou na licença permanente deverá ser anotada na mesma, em campo específico, porocasião da coleta, devendo esta coleta imprevista ser comunicada por meio do relatório de atividades. O transporte domaterial biológico ou do substrato deverá ser acompanhado da autorização ou da licença permanente com a devidaanotação. O material biológico coletado de forma imprevista, deverá ser destinado à instituição científica e, depositado,preferencialmente, em coleção biológica científica registrada no Cadastro Nacional de Coleções Biológicas (CCBIO).
Táxon* Qtde. Tipo de amostra Qtde. Data
SISBIOEste documento (Autorização para atividades com finalidade científica) foi expedido com base na Instrução Normativa nº 03/2014. Através do código
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Ministério do Meio Ambiente - MMAInstituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade - ICMBioSistema de Autorização e Informação em Biodiversidade - SISBIO
Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-3 Data da Emissão: 18/08/2017 12:21 Data para Revalidação*: 17/09/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
* Identificar o espécime no nível taxonômico possível.
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Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-4 Data da Emissão: 31/10/2017 20:47 Data para Revalidação*: 30/11/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Cronograma de atividades# Descrição da atividade Início (mês/ano) Fim (mês/ano)
1 Autorizações para execução da pesquisa junto aos orgaos competentes 01/2015 06/20152 Busca de recursos junto aos órgãos de fomento à pesquisas 02/2015 08/20153 1ª Coleta e Preparo das amostras 09/2015 09/20154 Análises laboratoriais 12/2015 01/20165 2ª Coleta e Preparo das amostras 02/2016 02/20166 Análises laboratoriais 04/2016 05/20167 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2016 07/20178 3ª Coleta e Preparo das amostras 09/2016 09/20169 Análises laboratoriais 12/2016 01/201710 4ª Coleta e Preparo das amostras 02/2017 02/201711 Análises laboratoriais 04/2017 05/201712 Tratamento dos dados e Elaboração de trabalhos científicos e relatórios de pesquisa 06/2017 08/201713 5ª Coleta e Preparo das amostras 09/2017 09/201714 Análises laboratoriais 12/2017 01/201815 6ª Coleta e Preparo das amostras 02/2018 02/201816 Análises laboratoriais 04/2018 05/201817 Tratamento dos dados e Revisão bibliográfica; Elaboração de artigo, Tese e relatórios de pesquisa 05/2018 11/201818 Defesa da Tese e conclusão da pesquisa 12/2018 12/2018
Observações e ressalvas
1As atividades de campo exercidas por pessoa natural ou jurídica estrangeira, em todo o território nacional, que impliquem o deslocamento de recursos humanos emateriais, tendo por objeto coletar dados, materiais, espécimes biológicos e minerais, peças integrantes da cultura nativa e cultura popular, presente e passada,obtidos por meio de recursos e técnicas que se destinem ao estudo, à difusão ou à pesquisa, estão sujeitas a autorização do Ministério de Ciência e Tecnologia.
2
Esta autorização NÃO exime o pesquisador titular e os membros de sua equipe da necessidade de obter as anuências previstas em outros instrumentos legais, bemcomo do consentimento do responsável pela área, pública ou privada, onde será realizada a atividade, inclusive do órgão gestor de terra indígena (FUNAI), daunidade de conservação estadual, distrital ou municipal, ou do proprietário, arrendatário, posseiro ou morador de área dentro dos limites de unidade de conservaçãofederal cujo processo de regularização fundiária encontra-se em curso.
3Este documento somente poderá ser utilizado para os fins previstos na Instrução Normativa ICMBio n° 03/2014 ou na Instrução Normativa ICMBio n° 10/2010, no queespecifica esta Autorização, não podendo ser utilizado para fins comerciais, industriais ou esportivos. O material biológico coletado deverá ser utilizado para atividadescientíficas ou didáticas no âmbito do ensino superior.
4A autorização para envio ao exterior de material biológico não consignado deverá ser requerida por meio do endereço eletrônico www.ibama.gov.br (Serviços on-line -Licença para importação ou exportação de flora e fauna - CITES e não CITES).
5O titular de licença ou autorização e os membros da sua equipe deverão optar por métodos de coleta e instrumentos de captura direcionados, sempre que possível,ao grupo taxonômico de interesse, evitando a morte ou dano significativo a outros grupos; e empregar esforço de coleta ou captura que não comprometa a viabilidadede populações do grupo taxonômico de interesse em condição in situ.
6O titular de autorização ou de licença permanente, assim como os membros de sua equipe, quando da violação da legislação vigente, ou quando da inadequação,omissão ou falsa descrição de informações relevantes que subsidiaram a expedição do ato, poderá, mediante decisão motivada, ter a autorização ou licençasuspensa ou revogada pelo ICMBio, nos termos da legislação brasileira em vigor.
7Este documento não dispensa o cumprimento da legislação que dispõe sobre acesso a componente do patrimônio genético existente no território nacional, naplataforma continental e na zona econômica exclusiva, ou ao conhecimento tradicional associado ao patrimônio genético, para fins de pesquisa científica,bioprospecção e desenvolvimento tecnológico. Veja maiores informações em www.mma.gov.br/cgen.
8Em caso de pesquisa em UNIDADE DE CONSERVAÇÃO, o pesquisador titular desta autorização deverá contactar a administração da unidade a fim de CONFIRMARAS DATAS das expedições, as condições para realização das coletas e de uso da infra-estrutura da unidade.
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Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-4 Data da Emissão: 31/10/2017 20:47 Data para Revalidação*: 30/11/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Outras ressalvas
1
1 - Para entrada no PARNA Pacaás Novos é necessária também a autorização da FUNAI, uma vez que essa UC é 100% sobreposta à TerraIndígena uru-Eu-Wau-Wau. 2 - A pesquisadora deverá fazer contato prévio com as UCas envolvidas, antes dos trabalhos de campo (pelo menos 15 dias de antecedência).PARNA Pacaás Novos: JOÃO ALBERT RIBEIRO ([email protected] Fone: (69) 3239-2203. FLONA Jamari: ÁQUILAS MASCARENHAS([email protected]) (69) 3217-6540
2 A presente Autorização SISBio não isenta a proponente e respectiva equipe de pesquisadores-colaboradores da responsabilidade de obter aeventual anuência da FUNAI, para a execução do projeto nos domínios das nas TIs contempladas na pesquisa.
3 É necessário observar a legislação relacionada com o acesso às terras indígenas para que sejam providenciadas as licenças exigidas pelaFUNAI.
4
1)Conforme esclarecido pela pesquisadora, não será realizada coleta e captura de animais pela equipe de pesquisa. Esta autorização refere-seapenas a coleta de amostras biológicas de espécimes abatidos pelos indígenas para o próprio consumo.2)A presente autorização SISBio não isenta a proponente e respectiva equipe de pesquisadores-colaboradores a obter eventual anuência daFUNAI, para a execução do estudo nas TIs contempladas no projeto.3)Entrar em contato com os gestores das unidades de conservação que serão visitadas, com antecedência mínima de 15 dias.
Equipe# Nome Função CPF Doc. Identidade Nacionalidade
1 Wanderley Rodrigues BastosCoordenar e supervisionar asanálises de metais pesados
531.334.807-82 3913620-5 IFP/Detran-RJ Brasileira
2 Gerson Flôres NascimentoAuxílio com análises de águae geoestatística
115.311.772-04 125008 SSP-RO-RO Brasileira
Locais onde as atividades de campo serão executadas# Município UF Descrição do local Tipo
1 RO PARQUE NACIONAL DE PACAÁS NOVOS UC Federal2 RO FLORESTA NACIONAL DO JAMARI UC Federal
Atividades X Táxons# Atividade Táxons
1 Coleta/transporte de amostras biológicas in situ
Cichla, Dasyprocta agouti, Melanosuchus niger, Tayassu pecari, Tayassu tajacu, Ageneiosusbrevifilis, Callichthys callichthys, Caiman crocodilus, Pseudoplatystoma fasciatum,Phractocephalus hemioliopterus, Mylossoma aureum, Acestrorhynchus falcirostris, Ozotocerosbezoarticus, Podocnemis expansa, Hydrochoerus hydrochaeris, Colossoma macropomum,Mazama americana, Cebus apella, Prochilodus lineatus, Ara macao, Prochilodus nigricans,Zungaro jahu, Piaractus brachypomus, Dasypus novemcinctus, Agouti paca, Pinirampuspirinampu, Laemolyta proxima, Plagioscion squamosissimus, Tapirus terrestris, Hypostomusverres, Boulengerella maculata, Hoplias malabaricus, Brycon nattereri, Schizodon, Potamorhinaaltamazonica, Crypturellus parvirostris, Podocnemis unifilis, Pseudoplatystoma corruscans
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Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-4 Data da Emissão: 31/10/2017 20:47 Data para Revalidação*: 30/11/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
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Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
2Observação e gravação de imagem ou som de taxon em UCfederal
Cichla, Mylossoma aureum, Pseudoplatystoma corruscans, Acestrorhynchus falcirostris, Tayassutajacu, Schizodon, Hydrochoerus hydrochaeris, Hoplias malabaricus, Agouti paca, Plagioscionsquamosissimus, Melanosuchus niger, Dasypus novemcinctus, Boulengerella maculata,Laemolyta proxima, Mazama americana, Ara macao, Prochilodus lineatus, Tapirus terrestris,Ageneiosus brevifilis, Potamorhina altamazonica, Caiman crocodilus, Phractocephalushemioliopterus, Ozotoceros bezoarticus, Callichthys callichthys, Podocnemis unifilis, Cebus apella,Piaractus brachypomus, Tayassu pecari, Colossoma macropomum, Zungaro jahu,Pseudoplatystoma fasciatum, Dasyprocta agouti, Hypostomus verres, Prochilodus nigricans,Pinirampus pirinampu, Podocnemis expansa, Crypturellus parvirostris
Material e métodos1 Amostras biológicas (Aves) Fragmento de tecido/órgão2 Amostras biológicas (Outros mamíferos) Fragmento de tecido/órgão3 Amostras biológicas (Peixes) Fragmento de tecido/órgão4 Amostras biológicas (Primatas) Fragmento de tecido/órgão5 Amostras biológicas (Répteis) Fragmento de tecido/órgão6 Amostras biológicas (Tatus) Fragmento de tecido/órgão7 Método de captura/coleta (Aves) Outros métodos de captura/coleta8 Método de captura/coleta (Outros mamíferos) Outros métodos de captura/coleta
9 Método de captura/coleta (Peixes)Captura manual, Tarrafa, Anzol e linha (op.manual):linha de mão,decorso,carretilha,molinete,corrico,vara e isca viva
10 Método de captura/coleta (Primatas) Outros métodos de captura/coleta11 Método de captura/coleta (Répteis) Outros métodos de captura/coleta12 Método de captura/coleta (Tatus) Outros métodos de captura/coleta
Destino do material biológico coletado# Nome local destino Tipo Destino
1 Fundação Universidade Federal Rondônia
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Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-4 Data da Emissão: 31/10/2017 20:47 Data para Revalidação*: 30/11/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
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Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
Registro de coleta imprevista de material biológicoDe acordo com a Instrução Normativa nº 03/2014, a coleta imprevista de material biológico ou de substrato nãocontemplado na autorização ou na licença permanente deverá ser anotada na mesma, em campo específico, porocasião da coleta, devendo esta coleta imprevista ser comunicada por meio do relatório de atividades. O transporte domaterial biológico ou do substrato deverá ser acompanhado da autorização ou da licença permanente com a devidaanotação. O material biológico coletado de forma imprevista, deverá ser destinado à instituição científica e, depositado,preferencialmente, em coleção biológica científica registrada no Cadastro Nacional de Coleções Biológicas (CCBIO).
Táxon* Qtde. Tipo de amostra Qtde. Data
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Autorização para atividades com finalidade científicaNúmero: 47500-4 Data da Emissão: 31/10/2017 20:47 Data para Revalidação*: 30/11/2018
* De acordo com o art. 28 da IN 03/2014, esta autorização tem prazo de validade equivalente ao previsto no cronograma de atividades do projeto,mas deverá ser revalidada anualmente mediante a apresentação do relatório de atividades a ser enviado por meio do Sisbio no prazo de até 30 diasa contar da data do aniversário de sua emissão.
SISBIODados do titular
Nome: Débora Francielly de Oliveira CPF: 037.040.449-11
Título do Projeto: INVESTIGAÇÃO DE METAIS TÓXICOS EM ÁGUA, PESCADOS E CARNES DE CAÇA ORIUNDOS DE TERRAS INDÍGENAS
COM SITUAÇÕES AMBIENTAIS DISTINTAS: UMA COMPARAÇÃO SÓCIO - AMBIENTAL
Nome da Instituição : Fundação Universidade Federal Rondônia CNPJ: 04.418.943/0001-90
* Identificar o espécime no nível taxonômico possível.
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UNIVERSIDADE FEDERAL DERONDÔNIA - UNIR
PARECER CONSUBSTANCIADO DO CEP
Pesquisador:
Título da Pesquisa:
Instituição Proponente:
Versão:
CAAE:
INVESTIGAÇÃO DE MERCÚRIO, CÁDMIO, CHUMBO E CROMO EM ÁGUA, CARNEDE CAÇA E PEIXES CONSUMIDOS POR INDÍGENAS DA AMAZÔNIA
DEBORA FRANCIELLY DE OLIVEIRA
Universidade Federal de Rondônia - UNIR
1
51846615.1.0000.5300
Área Temática:
DADOS DO PROJETO DE PESQUISA
Número do Parecer: 1.428.594
DADOS DO PARECER
INVESTIGAÇÃO DE MERCÚRIO, CÁDMIO, CHUMBO e CÁDMIO EM ÁGUA, CAÇA E PEIXES
CONSUMIDOS POR INDÍGENAS AMAZÔNICOS.
Apresentação do Projeto:
Analisar e comparar os níveis de Mercúrio (Hg), Cádmio (Cd), Chumbo (Pb) e Cromo (Cr) em água, peixes e
carne de caça consumidos pelos Amondawa e Wari, que vivenciam situações ambientais distintas em suas
aldeias, Trincheira e Sotério, respectivamente.
Objetivo da Pesquisa:
Riscos: Não haverá riscos diretos em relação aos indígenas, apenas um certo desconforto com a presença
de pesquisadores na área indígena, visto que neste estudo os mesmos são considerados sujeitos
secundários de pesquisa, já que não será realizada coleta de material biológico dos indígenas, a coleta de
amostras será feita em peixes e caça.
Benefícios:
Contribuir com resultados inéditos sobre a qualidade da água, pescados e carne de caça provenientes de
regiões com e sem influência de garimpos do estado de Rondônia; Mostrar que algumas características
geográficas da região e dos rios podem ser tidas como fator interferente para a maior deposição de metais
pesados, como é o caso do relevo do leito do rio e velocidade de
Avaliação dos Riscos e Benefícios:
Financiamento PróprioPatrocinador Principal:
78.000-000
(69)1182-2111 E-mail: [email protected]
Endereço:Bairro: CEP:
Telefone:
Avenida Presidente Dutra, 2965 campus José R.Centro
UF: Município:RO PORTO VELHO
Página 01 de 04
UNIVERSIDADE FEDERAL DERONDÔNIA - UNIR
Continuação do Parecer: 1.428.594
correnteza. Ampliar o conhecimento sobre mercúrio nos rios amazônicos, bem como sobre a exposição da
população indígena ribeirinha a esse contaminante e demais metais tóxicos como o chumbo, o cádmio e o
cromo; Estabelecer
possível relação dos níveis de exposição das populações indígenas estudadas a metais tóxicos e relação
com a sua saúde desses povos; Subsidiar com informações científicas, pesquisadores e gestores de órgãos
ligados à saúde indígena e ao gerenciamento ambiental
em Rondônia, visando potencializar as tomadas de decisões; Reforçar uma das conjecturas existentes
sobre a problemática da contaminação por Hg observada no estado, ou seja, de que a mesma seja
possivelmente decorrente das atividades de garimpo para extração de ouro ou de ordem natural do
ecossistema dessa região do país; Contribuir com a divulgação étnica da comunidade Amondawa, até o
momento muito pouco estudada.
Além de existir a possibilidade conseguir comprovar a hipótese de pesquisa de que a mineração contribui
para a contaminação ambiental e de alimentos em regiões com influência de garimpo, subsidiando o poder
púv=blico para implementação de políticas públicas que regulamentem as atividades de mineração no
estado de Rondônia.
A relevância dessa proposta de estudo é fundamentada também pelo fato dessa linha de pesquisa, que
buscará relacionar os níveis de metais pesados na água, peixes e carne de caça ingeridos pelas diferentes
etnias (Amondawa e Wari) com a saúde dessa população ser ainda inédita no Brasil, uma vez que não
foram encontrados estudos similares na literatura consultada disponíveis no Portal de Periódicos Capes,
PubMed-Medilne, Scientifc Eletronic Base Library Online-SciELO, Science Direct, ProQuest Dissertation &
Thesis Ful Text, Programa de Coleções e Acervos Científicos (PCAC) do INPA (Instituto Nacional de
Pesquisas da Amazônia) e Google Acadêmico.
Ressalta-se que a relação entre o consumo de peixe, carne de caça e água contaminada por metais
pesados e a saúde dos indígenas deverá ser mediante avaliação dos prontuários clínicos pertencentes ao
Sistema de Informação da Atenção à Saúde Indígena (SIASI), que serão previamente solicitados a
Secretaria Especial de Saúde Indígena (SESAI), esta assistida pelo Distrito Sanitário Especial Indígena de
Porto Velho (DSEI-PVH).
Também não se tem registros científicos de investigações sobre níveis de mercúrio e/ou outros metais
tóxicos, como o cádmio e chumbo na carne de animais silvestres que tem como habitat natural a floresta
amazônica, bem como de qualquer outra região do país ou mesmo de animais de cativeiro.
Comentários e Considerações sobre a Pesquisa:
78.000-000
(69)1182-2111 E-mail: [email protected]
Endereço:Bairro: CEP:
Telefone:
Avenida Presidente Dutra, 2965 campus José R.Centro
UF: Município:RO PORTO VELHO
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UNIVERSIDADE FEDERAL DERONDÔNIA - UNIR
Continuação do Parecer: 1.428.594
De mesmo modo, não existem relatos sobre a correlação entre as características físicas da água dos rios da
Bacia Hidrográfica do Madeira (pH; temperatura; velocidade de correnteza), bem como do seu volume de
água e malha topográfica de seus leitos nas concentrações de metais pesados encontradas nas diferentes
épocas do ano (períodos de seca e de chuvas) em regiões com situações ambientais e geográficas
distintas.
O Projeto Apresentou os termos obrigatórios de acordo com a resolução vigente 466/12 CNS.
Considerações sobre os Termos de apresentação obrigatória:
Não há.
Recomendações:
Aprovado.
Conclusões ou Pendências e Lista de Inadequações:
Considerações Finais a critério do CEP:
Este parecer foi elaborado baseado nos documentos abaixo relacionados:
Tipo Documento Arquivo Postagem Autor Situação
Informações Básicasdo Projeto
PB_INFORMAÇÕES_BÁSICAS_DO_PROJETO_633622.pdf
13/12/201513:21:31
Aceito
Outros PARECER_FINAL_CONSUBSTANCIADO_CEP_1294398.pdf
13/12/201513:12:22
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
Outros Ata_Aprovacao_Condisi.PDF 13/12/201513:10:09
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
Outros Carta_explicativa_Parecer_ICMBio.PDF 13/12/201513:03:16
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
Outros Autorizacao_ICMBio.pdf 13/12/201512:58:21
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
Projeto Detalhado /BrochuraInvestigador
Projeto_de_pesquisa.doc 13/12/201512:56:50
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
TCLE / Termos deAssentimento /Justificativa deAusência
TCLE_modificado.doc 13/12/201512:55:19
DEBORAFRANCIELLY DEOLIVEIRA
Aceito
Folha de Rosto FOLHA_DE_ROSTO_MODIFICADA.pdf 13/12/201512:53:50
DEBORAFRANCIELLY DE
Aceito
78.000-000
(69)1182-2111 E-mail: [email protected]
Endereço:Bairro: CEP:
Telefone:
Avenida Presidente Dutra, 2965 campus José R.Centro
UF: Município:RO PORTO VELHO
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UNIVERSIDADE FEDERAL DERONDÔNIA - UNIR
Continuação do Parecer: 1.428.594
PORTO VELHO, 29 de Fevereiro de 2016
Edson dos Santos Farias(Coordenador)
Assinado por:
Folha de Rosto FOLHA_DE_ROSTO_MODIFICADA.pdf 13/12/201512:53:50
OLIVEIRA Aceito
Situação do Parecer:Aprovado
Necessita Apreciação da CONEP:Não
78.000-000
(69)1182-2111 E-mail: [email protected]
Endereço:Bairro: CEP:
Telefone:
Avenida Presidente Dutra, 2965 campus José R.Centro
UF: Município:RO PORTO VELHO
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