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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!

http://www.capes.gov.br/

“Andar com fé eu vou que a fé não costuma falhar”.

Ana Martins, China da Morada, Douglas Sabião, Márcio Bueno, Rodriguinho e Victor Alves.

https://pt.wikipedia.org/wiki/F%C3%A9

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


Figura 25 Valores médios das razões MeHg/Hg-T dos peixes coletados na TI


Figura 26 Valores médios de Hg-T no tecido muscular das caças coletadas na TI


Figura 27 Valores médios de MeHg no tecido muscular das caças coletadas na TI


Figura 28 Valores médios das razões MeHg/Hg-T das caças coletadas na TI


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


nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de

plantação.......................................................................................................

65


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


nas aldeias Nazaré, Serrinha e Trindade no período de chuvas, por tipo de

plantação.......................................................................................................

75


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


chuvas............................................................................................................

82

Tabela 9 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos


seca. ..............................................................................................................

86

Tabela 10 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nos alimentos


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


95

Tabela 14 Estatística descritiva para as concentrações de Hg-T nas caças de


100

Tabela 15 Estatística descritiva para as concentrações de MeHg nas caças de


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

http://portal2.saude.gov.br/sisnep/cep/caae.cfm?VCOD=405721

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)


http://grupocassolenergia.com.br/


44

Figura 7 – PCH Cachoeira Cachimbo Alto (atualmente em construção)


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.

http://portal2.saude.gov.br/sisnep/cep/caae.cfm?VCOD=405721

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

https://www.eea.europa.eu/data-and-maps/indicators/oxygen-consuming-substances-in-rivers/r-development-core-team-2006

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.

http://www.r-project.org/

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


Hg-

T(m

g.kg

1)

0.025

0.043

0.060

0.078

0.096


Hg-

T(m

g.kg

1)

0.030

0.045

0.060

0.075

0.090


Hg-

T(m

g.kg

1)

0.028

0.044

0.059

0.074

0.090


Hg-

T(m

g.kg

1)

-0.016

0.020

0.057

0.093

0.130


Hg-

T(m

g.kg

1)

0.020

0.042

0.065

0.088

0.110


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).


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


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


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.


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

https://pt.wikipedia.org/wiki/Cloro

https://pt.wikipedia.org/wiki/Enxofre

https://pt.wikipedia.org/wiki/Oxig%C3%A9nio

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


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


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


MeH

g(m

g.k

g1)

0.00018

0.00035

0.00052

0.00069

0.00087


MeH

g(m

g.k

g1)

-0.00018

0.00012

0.00042

0.00072

0.00102


MeH

g(m

g.k

g1)

0.00014

0.00019

0.00023

0.00028

0.00032


MeH

g(m

g.k

g1)

-0.00013

0.00062

0.00136

0.00211

0.00285


MeH

g(m

g.k

g1)

0.00009

0.00017

0.00026

0.00034

0.00043

0.00051


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



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:



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.


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


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:


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.


Nazaré, Serrinha e Trindade nos períodos de seca e chuvas


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


PERÍODO DE SECA



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


Z. mays

(Milho)




I. batatas

(Batata doce)




D. trifida

(Cará roxo)




M. esculenta

(Mandioca)




*Concentração média de Hg-T expressa em mg.kg-1. N: Número de amostras. DP: Desvio padrão da amostra. IC:


(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


PERÍODO DE CHUVAS



M. paradisiaca

(Banana-da-terra)




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)




I. batatas

(Batata doce)




D. trifida

(Cará roxo)




M. esculenta

(Mandioca)






(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


PERÍODO DE SECA



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)




Z. mays

(Milho)




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


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 ---


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


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


PERÍODO DE CHUVAS



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


D. cayennensis

(Inhame)




Z. mays

(Milho)




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


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


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


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


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


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




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


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



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


MeH

g(m

g.Kg

1 )

0.00

0.18

0.37

0.55

0.74


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




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


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



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




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


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



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


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


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)

mailto:[email protected]

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

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: 68969234Página 1/5









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”)













Destino do material biológico coletado# Nome local destino Tipo Destino

1 Fundação Universidade Federal Rondônia













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













* Identificar o espécime no nível taxonômico possível.

















2





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.















Outras ressalvas

1














4Observação e gravação de imagem ou som de taxon em UCfederal





















2




















Outras ressalvas

1



































2




















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











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














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







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

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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



Telefone:



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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


Aceito

Outros Carta_explicativa_Parecer_ICMBio.PDF 13/12/201513:03:16


Aceito

Outros Autorizacao_ICMBio.pdf 13/12/201512:58:21


Aceito

Projeto Detalhado /BrochuraInvestigador

Projeto_de_pesquisa.doc 13/12/201512:56:50


Aceito

TCLE / Termos deAssentimento /Justificativa deAusência

TCLE_modificado.doc 13/12/201512:55:19


Aceito

Folha de Rosto FOLHA_DE_ROSTO_MODIFICADA.pdf 13/12/201512:53:50

DEBORAFRANCIELLY DE

Aceito

78.000-000



Telefone:



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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



Telefone:



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fundaÇÃo universidade federal de rondÔnia nÚcleo …...aldeias da terra indígena rio branco,...

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