2
Revisão Bibliográfica
2.1
Aerossóis
2.1.1
Introdução
O termo aerossol surgiu em 1920, como um termo análogo a hidrossol, suspensão
líquida estável de partículas sólidas. Desde então, aerossol é definido como um
sistema bifásico, no qual as partículas sólidas e líquidas estão suspensas em um
gás, que geralmente é o ar. O tamanho destas partículas pode variar de 0,001 a
100 µm (Hinds, 1982).
O transporte de partículas exerce um papel importante em nosso ecossistema. A
fertilização de diversas espécies de plantas ocorre através do transporte de pólen,
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porém os aerossóis também são responsáveis pelo transporte de vírus, bactérias,
fungos e principalmente de partículas de poluentes. As principais vias de
incorporação destes poluentes pelo homem são através da inalação ou ingestão via
cadeia alimentar. As fontes geradoras de aerossóis podem ser naturais, como o
solo, a evaporação de águas rios, lagos, oceanos, processos de respiração das
plantas e fenômenos naturais como erupção de vulcões, dentre outros. Dentre as
fontes antropogênicas destacam-se os processos industriais, como a mineração, os
processos de beneficiamento, a siderurgia, a liberação dos gases emitidos pela
queima de combustível nos veículos automotores e as queimadas nas áreas rurais.
As partículas de aerossóis podem ser transportadas por longas distâncias através
das correntes atmosféricas, influenciando na qualidade do ar e nas condições
climáticas locais, regionais e/ou globais. A intensidade destes efeitos vai depender
das propriedades físicas e químicas do aerossol (Bowen, 1973).
Os aerossóis também podem ser classificados em primários e secundários. Os
aerossóis primários são aqueles formados por partículas provenientes diretamente
da fonte, enquanto os aerossóis secundários são formados por partículas ou
aglomerados resultantes de reações químicas que ocorrem na atmosfera (Seinfeld,
1986).
As partículas transportadas pelo ar possuem tamanhos, forma, composição
química e propriedades ópticas diferentes dependendo do processo de geração. A
determinação da distribuição dos tamanhos das partículas requer o emprego de
16
técnicas específicas para cada faixa de tamanho. Esta medida é importante em
diversos estudos, como o efeito do particulado nas mudanças climáticas ou na
avaliação do risco devido à inalação das partículas (Seinfeld, 1986).
O risco para a saúde humana devido à inalação de partículas depende não apenas
da concentração, mas também do tamanho da partícula, que determina o local de
sua deposição no trato respiratório e da composição química, que determina a sua
solubilidade (ICRP, 1994).
2.1.2
Deposição de partículas no trato respiratório
O sistema respiratório é a via mais comum de incorporação de substâncias tóxicas
provenientes do meio ambiente, as quais produzem danos a saúde, reduzindo a
expectativa de vida do indivíduo (Hinds, 1982).
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O trato respiratório é dividido em 3 regiões: as vias aéreas superiores, a região
traqueobronquial (T-B) e a região pulmonar (P).
Vias aéreas superiores
Denominam-se vias aéreas superiores à região do trato respiratório que começa
nas fossas nasais e estende-se até a laringe. A filtração das partículas de maior
tamanho, a umidificação e o aquecimento do ar inspirado ocorrem nas vias
superiores. Assim, o ar é protegido do ressecamento e do desequilíbrio térmico e
se evita o acesso das partículas maiores às regiões mais profundas do trato
respiratório (Watson, 1983; ICRP, 1994; Snipes, 1994).
Região traqueobronquial (T-B)
A região traqueobronquial inicia-se na laringe e estende-se pela traquéia e outras
passagens ciliadas, até os bronquíolos. Esta região é coberta pelo epitélio ciliado e
por uma camada de muco. Partindo da traquéia, a árvore bronquiolar se divide
progressivamente. A cada bifurcação do sistema há impactação de partículas.
Devido à diminuição da velocidade do ar conduzido e à falta de sustentação
aerodinâmica, as partículas em suspensão se depositam no muco que recobre esta
região. Estas partículas são removidas em direção ao sistema digestivo, pelo
movimento dos cílios que recobrem o epitélio bronquial. Assim, são removidas da
região traqueobronquial, pela ação muco-ciliar, as partículas ali depositadas (ICRP,
1994; Snipes, 1994).
17
Região pulmonar
A região pulmonar começa a partir da última ramificação dos bronquíolos e tem em
seqüência os dutos alveolares, sacos alveolares, átrio, alvéolos, tecidos intersticiais,
capilares alveolares, e o sistema linfático pulmonar. É nos alvéolos que ocorrem as
trocas gasosas e onde as partículas podem ficar retidas por um longo período
(Snipes, 1994).
As partículas inaladas são depositadas no trato respiratório após entrarem através do
nariz ou da boca. As propriedades aerodinâmicas que governam a deposição de
partículas inaladas no trato respiratório estão associadas a processos físicos,
anatômicos e fisiológicos que ocorrem durante o ciclo respiratório. A extensão da
sedimentação, a impactação, e a intercepção das partículas e o local de deposição
dependem das propriedades físicas das partículas e de fatores biológicos, tais como a
anatomia e geometria do trato respiratório (Snipes, 1994).
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A impactação ocorre quando se produz uma mudança na direção do fluxo de ar,
dado que as partículas tendem a manter a trajetória retilínea produzindo o
impacto. Isto acontece nas áreas onde o fluxo de ar tem pouca velocidade e é
praticamente limitado a partículas grandes, que são depositadas nas paredes das
vias aéreas. A maior deposição por impactação ocorre na primeira bifurcação das
vias respiratórias, e em menor grau, nas outras bifurcações. Isto é devido às
variações nas linhas de corrente do fluxo nas regiões onde ocorrem as bifurcações.
Intercepção é o processo através do qual partículas, que são desviadas das linhas
de corrente, são interceptadas por uma superfície na qual impactam. As partículas
grandes e as mais irregulares têm maiores probabilidades de ser depositadas por
este mecanismo (Snipes, 1994).
A sedimentação é produzida pela ação da força da gravidade sobre as particulas.
Trata-se do mecanismo mais importante nas vias aéreas pequenas. É na região
alveolar, onde a velocidade de fluxo e as dimensões das vias respiratórias são
menores. Este é o mecanismo mais importante nas vias aéreas distantes da
tráquea, porque as partículas higroscópicas crescem ao passar através das vias
aéreas saturadas de água, aumentando o seu tamanho, favorecendo assim a
deposição por sedimentação.
Entretanto, partículas com tamanhos sub-microns experimentam um movimento
caótico causado pela interação entre as moléculas do gás, movimento Browniano,
o que aumenta com a diminuição do tamanho das partículas. Este movimento faz
18
com que aumente a probabilidade das partículas serem depositadas nas paredes
das vias aéreas. Este mecanismo acontece nas pequenas vias aéreas, onde as
distancias são curtas e o tempo de permanência é longo (Seinfeld, 1986).
Devido as características de seletividade do trato respiratório, as partículas com
diâmetro entre 3 e 4 µm são depositadas, preferencialmente, nas vias aéreas
superiores e na região traqueobronquial. As partículas com diâmetro abaixo de 2,5
µm são depositadas, preferencialmente, na região pulmonar (Lippmann & Albert,
1969; Lippmann, 1970; Chan & Lippmann, 1980).
As taxas de deposição das partículas variam de acordo com vários fatores, dentre
eles, a idade, as condições de respiração, o volume respirado e se a respiração é oral
ou nasal (ICRP, 1994).
A deposição pode ocorrer durante a inspiração ou expiração. Observa-se que a maior
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fração do material inalado é depositada próximo às bifurcações e entradas dos dutos
alveolares (ICRP, 1994).
Uma vez depositadas no trato respiratório, as partículas são removidas por dois
mecanismos de depuração: o mecanismo físico e a dissolução-absorção (Snipes,
1994; ICRP, 1994; Watson, 1983).
O processo físico é aquele no qual as partículas livres ou aquelas fagocitadas pelos
macrófagos são removidas do trato respiratório (Snipes, 1994).
Não existe relação demonstrada entre o tamanho das partículas e processo de
depuração física (Snipes, 1994).
O processo de depuração por dissolução-absorção é aquele no qual ocorre a
dissociação dos constituintes da partícula. É necessário que haja a interação da
partícula com os fluidos do corpo. A absorção ocorre como resultado da dissolução
ou lixiviação da partícula, e é o fenômeno de transporte de transferência do material
para o sistema linfático e circulatório (Snipes, 1994; ICRP, 1994).
2.1.3
Tamanho das partículas
As partículas dos aerossóis possuem forma e tamanho variados. De modo a
descrever seu comportamento aerodinâmico admite-se que estas sejam esferas
rígidas e indeformáveis. Assim o tamanho das partículas é representado pelo
diâmetro desta esfera (Hinds, 1982).
19
Muitas têm sido as definições adotadas para determinar o diâmetro das partículas.
Considerando as propriedades geométricas das partículas, observadas através da
microscopia óptica, pode-se determinar seus diâmetros geométricos: diâmetro de
Ferret, diâmetro de Martin e diâmetro da área projetada. O esquema
exemplificando estes diâmetros é apresentado na Figura 2.1. O primeiro deles é
definido como o comprimento da projeção do perfil sobre uma linha de referência,
o diâmetro de Martin é o comprimento de uma corda paralela à linha de referência
que divide o perfil da partícula em duas áreas iguais, e o diâmetro da área
projetada que é o diâmetro de um círculo que tem a mesma área do perfil da
partícula (Hinds, 1982).
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F
M
da
Figura 2.1 Diâmetro de Ferret, diâmetro de Martin e diâmetro da área projetada
O diâmetro de Stokes e o diâmetro aerodinâmico são definidos considerando-se as
propriedades aerodinâmicas das partículas. O diâmetro de Stokes é o diâmetro de
uma esfera que tem a mesma densidade e velocidade terminal que a partícula no
fluido. O tamanho das partículas é definido como o diâmetro de uma esfera
equivalente com densidade unitária que tem a mesma velocidade terminal, das
partículas no aerossol, sob ação da gravidade. Assim, partículas com forma e
densidade diferentes podem ser representadas pela mesma esfera equivalente
(Raabe, 1994). O esquema representativo do diâmetro aerodinâmico e do diâmetro
de Stokes de uma partícula irregular é apresentado na Figura 2.2.
20
Na avaliação dos riscos devido à inalação, é importante conhecer as características
fisiológicas e estimar a deposição no trato respiratório, que depende de diversas
características físicas da partícula, como o tamanho, forma e densidade. Assim,
partículas com forma e densidade diferentes podem ser representadas pela mesma
esfera equivalente (Raabe, 1994).
PARTÍCULA
IRREGULAR
ESFERA EQUIVALENTE
DE STOKES
ESFERA AERODINAMICA
EQUIVALENTE
de=5 µm
d S = 4,3 µ m
d a = 8,6 µ m
3
? p = 4 g/cm
? = 4 g/cm
3
? = 1 g/cm3
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x = 1.36
VTS = 0,22 cm/s
Figura 2.2 Uma partícula irregular e suas esferas equivalentes. Diâmetro equivalente (de),
diâmetro de Stokes (ds) e diâmetro aerodinâmico (da)
Os impactadores em cascata são amostradores de ar seletivos de tamanho de
partículas, que se baseiam na lei de conservação da quantidade de movimento das
partículas em suspensão. O Diâmetro Mediano Aerodinâmico de Massa (MMAD)
é o valor do diâmetro da partícula que divide a curva de distribuição de massa em
duas áreas iguais, em relação ao diâmetro. Considera-se que a distribuição dos
diâmetros aerodinâmicos em função das frações de massa apresenta a forma de
uma distribuição log-normal. O tamanho das partículas dos aerossóis são,
geralmente caracterizadas em termos do MMAD e do desvio padrão geométrico
associado (σg) (Raabe, 1994).
21
2.1.4
Comportamento aerodinâmico das partículas
As equações de Navier-Stokes são equações diferenciais que descrevem o
movimento de uma partícula em um fluido. Estas equações são derivadas da
aplicação da segunda Lei de Newton a um elemento de fluido, onde as forças que
atuam sobre o corpo incluem as forças devidas à pressão e as forças de
viscosidade. Estas equações não têm soluções analíticas, porém algumas
simplificações são admitidas para que possam ser resolvidas (Hinds, 1982). Estas
hipóteses são:
•
As forças inerciais são desprezíveis, quando comparadas com as forças
viscosas, eliminando os termos de ordem mais alta nas equações de
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Navier-Stokes.
•
Fluído incompressível
•
Não existem paredes ou outra partícula próxima à partícula estudada,
sendo obtido um sistema de equações lineares que pode ser resolvido.
•
A partícula é considerada uma esfera rígida e indeformável.
•
A velocidade do fluído na superfície da partícula é zero.
A força que atua sobre a partícula na região de Stokes é representada pela
equação:
FD = 3 × π × η × V × d
eq. (2.1)
onde:
FD força de resistência
η viscosidade do fluido
V velocidade da partícula em relação ao fluído
d diâmetro da partícula
A equação (2.1) considera que as partículas são esféricas, mas a maioria das
partículas de aerossol tem formas irregulares. É por isso que o fator de correção de
forma (χ) é introduzido. A força que atua sobre a partícula é representada pela
expressão:
FD = 3 × π × η × V × d × χ
eq. (2.2)
22
O fator de correção de forma aerodinâmico é definido como a razão entre a força
de resistência da partícula não esférica e a força de resistência que atua sobre a
partícula de uma esfera do mesmo volume e a mesma velocidade terminal da
partícula irregular (Hinds, 1982).
Na solução de Stokes admite-se que a velocidade do fluído na superfície da
partícula é igual a zero, ou seja, que o fluido na superfície da partícula se adere e
se move com a partícula. No entanto, esta aproximação não é válida para
partículas pequenas, cujo diâmetro é aproximadamente igual ao livre caminho
médio dos gases. Neste caso as partículas podem atingir velocidades superiores
aquelas preditas pela eq 2.1. Para fazer esta correção usa-se o fator de Cunnhigam
(Cc), que é sempre maior do que 1 e depende das condições de pressão,
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temperatura e tamanho da partícula (Hinds, 1982).
C c = 1 + 2 , 492 ×
λ
+ 0 ,84
d
λ
d
( −0 , 43× )
×e
λ
eq. (2.3)
d
onde:
Cc fator de correção de Cunningham
λ
livre caminho médio nos gases (m)
d
diâmetro da partícula (m)
Com o fator de correção de Cunningham, a força de resistência é expressa como:
FD =
3 × π ×η ×V × d
Cc
eq. (2.4)
Sempre que as partículas atingem a velocidade terminal, elas conseguem
acompanhar as linhas de corrente do fluido. Quando estas linhas são desviadas de
sua trajetória inicial por um anteparo as partículas seguem as linhas do fluido e
descrevem um movimento curvilíneo. Na Figura 2.3 é apresentado o esquema
simplificado das linhas de corrente do fluido em um sistema onde as linhas de
corrente do fluido apresentam um desvio de 900 (Hinds, 1982).
23
Largura do orifício
Trajetória de uma
particular que irá
impactar
Trajetória de
uma particular
que não irá
impactar
Distânciapercorrida
pela partícula
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Superfície de
impactação
Linhas de fluxo
Figura 2.3 Esquema simplificado das linhas de corrente do fluido em um sistema onde as
linhas de corrente do fluido apresentam um desvio de 900
Quando as linhas de fluxo incidem perpendicularmente sobre uma superfície
plana após passar por um orifício, as linhas de corrente do fluido são desviadas de
900 em relação à trajetória inicial. Algumas partículas que não tem massa
suficiente para abandonar as linhas de corrente do fluido são desviadas, enquanto
que as partículas com massas maiores não conseguem acompanhar as linhas de
corrente do fluido, indo impactar a superfície de impactação.
As partículas que deixam as linhas de corrente do fluido percorrem uma distância
igual ao produto de sua velocidade pelo tempo gasto em percorrer o arco de
circunferência da linha de corrente. A distancia (∆) percorrida pela partícula é
determinada pela seguinte equação:
∆ = Vr × t
eq. (2.5)
onde:
t
tempo gasto pela partícula para percorrer o arco de circunferência
Vr componente radial da velocidade da partícula ao deixar a trajetória circular no
fluido
24
A componente radial da velocidade (Vr) pode ser expressa como:
Vr = τa r
eq. (2.6)
onde:
ar aceleração da partícula no movimento circular (ar = U2/r)
τ
tempo de relaxação da partícula
O tempo de relaxação é o tempo necessário para a partícula se ajustar às novas
condições de forças no fluido e pode ser determinado por:
2
ρ p d Cc
τ = mB =
eq. (2.7)
18η
onde:
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m massa da partícula
B mobilidade mecânica da partícula
ρp densidade da partícula
d
diâmetro da partícula
Cc fator de correção de Cunningham
η viscosidade do fluido
A distância da linha de corrente à superfície de impactação pode ser calculada se
levando em conta a velocidade inicial do fluido (U):
∆ =
π
τU
eq. (2.8)
2
A eficiência de impactação é definida como a razão entre o número de partículas
que entram e o número de partículas que são impactadas na superfície de
impactção (Hinds, 1982). A eficiência de coleta de cada superfície de impactação
é expressa por:
ε=
onde:
r raio do orifício crítico
∆ distância de impactação
∆
r
eq. (2.9)
25
A eficiência de impactação também pode ser definida em função do número de
Stokes (SKT), como:
ε =
π
2
SKT
eq. (2.10)
O número de Stokes é determinado por:
STK =
τU
r
eq. (2.11)
onde:
τ
tempo de relaxação da partícula
U velocidade do fluido no orifício
r raio do orifício
As curvas de eficiência teóricas dos impactadores apresentam a forma de uma
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função degrau, na qual todas as partículas maiores que o diâmetro de corte são
impactadas. As curvas de eficiência experimentais diferem das curvas teóricas
devido a flutuações no processo de coleta. O diâmetro de corte é definido como o
diâmetro que corresponde a 50 % da distribuição da freqüência acumulada (Hinds,
1982).
2.2
Técnicas de amostragem
Diversas técnicas de amostragem e de análise de aerossóis têm sido desenvolvidas
para o estudo de suas propriedades para avaliar a poluição atmosférica e os riscos
à saúde dos seres vivos e ao meio ambiente (Bowen, 1973).
Os amostradores de ar podem ser classificados em amostradores de poeira total ou
amostradores seletivos baseados na discriminação do tamanho das partículas. Os
amostradores de poeira total são aqueles que coletam as partículas sem fazer
qualquer seleção de tamanho. Geralmente possuem um único estágio e são
utilizados na determinação da massa total de poeira coletada. Os amostradores
seletivos, que se baseiam nas propriedades físicas, óticas, eletrostáticas e
aerodinâmicas das partículas, coletam partículas com diferentes faixas de tamanho
(Hinds, 1982).
A escolha do tipo de amostrador a ser empregado na coleta do particulado
depende dos objetivos da amostragem, do tipo de aerossol amostrado e da técnica
de análise do material coletado (Raabe, 1994).
26
2.2.1
Amostradores inerciais
O funcionamento destes amostradores se baseia na conservação da quantidade de
movimento das partículas do aerossol. O ar ao penetrar no amostrador incide
sobre uma superfície plana, colocada perpendicularmente ao fluxo, provocando o
desvio das linhas de corrente do fluxo. As partículas, com inércia suficiente para
vencer a força exercida pelo fluido sobre elas, abandonam as linhas de corrente do
fluxo, impactando sobre a superfície, enquanto que outras seguem as linhas de
corrente indo impactar sobre os estágios subseqüentes. Assim é possível a
separação das partículas de em diferentes faixas de tamanho. Quando várias
superfícies impactadoras são colocadas em série, o impactador recebe o nome de
Impacator em Cascata que visa a separação das partículas de aerossol em várias
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faixas de tamanho (Hinds, 1982).
2.2.2
Ciclone
Neste amostrador, devido a sua forma física, as linhas de corrente são
circunferências concêntricas. As partículas que seguem as linhas de corrente
descrevem uma trajetória circular. No entanto as que possuem inércia suficiente
para vencer a força que o fluido exerce sobre elas são coletadas em um copo
coletor, as demais seguem as linhas e são coletadas no filtro. Os ciclones são
geralmente utilizados como estágio inicial de outros tipos de amostradores
(Lippmann, 1989).
2.2.3
Amostrador Grosso e Fino
Este tipo de amostrador utiliza um pré-seletor de partículas, para que só as massas
menores do que um determinado valor de corte, sejam arrastadas pelas linhas de
corrente do fluxo e penetrem no amostrador, onde são separadas em duas frações
de tamanho, dependendo da velocidade de fluxo e da eficiência de retenção do
filtro coletor (Dias da Cunha, 1997).
27
2.3
Bioindicadores
Os bioindicadores são animais e/ou vegetaiss que podem incorporar substancias,
especialmente metaiss, ou modificar seu comportamento devido a mudanças no
meio ambiente. A observação destas mosdificações e a determinação da
concentração destas substancias nestes organismos tem sido largamente usada nos
estudos para monitorar o meio ambiente (Loppi, et.al., 1998).
As espécies bioindicadoras são altamente sensíveis à poluição, elas revelam
informações sobre o ambiente através das mudanças ocorridas no organismo e/ou
nas comunidades ou populações, ou também pela presença de determinadas
substâncias nos tecidos do organismo.( Loppi, et.al., 1998; Wolterbeek, 2001)
Elas podem ser classificadas em bioindicadores passivos ou ativos. São passivos,
aqueles que se encontram presentes no sistema que se deseja estudar, e ativos, os
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que são introduzidos no sistema através de transplantes (Sloof, 1995).
Muitas espécies têm sido usadas para avaliar a qualidade do meio. As algas,
peixes e moluscos se encontram entre os organismos mais utilizados nos estudos
da qualidade das águas de rios, lagos e mares. Os moluscos, devido à sua limitada
mobilidade, fácil identificação e capacidade de concentrar metais tem sido
largamente empregado nos estudos de impacto ambiental. Diversos tipos de
moluscos tem sido utilizados como bioindicadores de contaminação por metais.
Em Cuba os moluscos Tarebia granifera Lamarck foram utilizados para
identificar contaminação por metais pesados nos rios da Cidade de Pinar del Rio
(Cuba) (Pedrero, 2000) e os Perna perna têm sido utilizados para determinar
concentrações de metais pesados na Bahia de Guanabara (Brasil) (Lima, 1997).
Entretanto, nos estudos de qualidade do ar as espécies vegetais são as mais usadas.
Um exemplo é a determinação de concentrações de metais em folhas de Bauhinia
blakeana (flor nacional de Hong Kong) ao redor de templos e monastérios em
Hong Kong, os resultados as determinação dos metais indicaram a qualidade de ar
dentro destes prédios (Lau & Luk, 2001).
A avaliação da contaminação por poluentes atmosféricos tem sido realizada
através do uso de, musgos, liquens, cascas de árvores e folhas de plantas. Para
todos estes tipos de biomonitores têm se encontrado concentrações em níveis de
traços (Wolterbeek, 2001).
28
Nos eco-sistemas florestais, os elementos presentes no ar são absorvidos
principalmente pelas folhas das plantas, mas os elementos transportados pela raiz
podem confundir a interpretação dos dados analíticos com respeito às partículas
depositadas (Loppi, 2000). Desta forma, folhas e cascas de árvores recebem a
contribuição dos elementos absorvidos pela raiz da planta. Enquanto que os
liquens e musgos não são dependentes da raiz, eles absorvem os nutrientes
diretamente da atmosfera (Loppi, 1998).
2.3.1
Liquens
Os liquens são uma associação de fungo com alga verde microscópica que
funcionam como um só organismo. Ambos recebem benefícios dessa associação
simbiótica. O talo é o corpo principal do líquen, embora a alga, que não possui
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talo, produz o açúcar necessário ao fungo, e este por sua vez fornece proteção à
alga. Os liquens não possuem raiz, nem folhas, retirando seus nutrientes da água
da chuva e do ar. Os liquens crescem em solos, rochas, árvores e estruturas
artificiais, sendo encontrados tanto em regiões de climas tropicais, subtropicais,
como nas regiões de clima extremo como o Ártico, a Antártica e os desertos
(Lyman, 1996)
Desde o século XIX, os liquens vem sendo utilizados como bio indicadores nos
estudos da qualidade do ar. Wylliam Nylander em 1866 foi o primeiro a associar o
desaparecimento dos liquens com a poluição. A tolerância do líquen à poluição
varia com a espécie e as características climáticas (Lyman, 1996).
A avaliação da qualidade do ar empregando liquens tem sido muito utilizada,
devido à suas múltiplas aplicações, permitindo realizar transplantes para avaliar
efeitos de impacto ambiental e fazer estudos retrospectivos do meio ambiente,
como o realizado por Sloof J.E ao comparar o conteúdo de metais no líquen
Parmelia coperata, coletado em 1996, com exemplares da mesma espécie
coletados em 1980, em Toscana, Itália (Sloof, 1995).
No Brasil, embora já tenham sido identificados aproximadamente 2800 espécies
diferentes de liquens, o emprego destas espécies como bio indicadores é escasso.
A qualidade do ar em diferentes regiões de São Paulo foi avaliada
determinando-se a concentração de metais na espécie Canoparmelia texana
(Coccaro et.al., 2000; Saiki et.al., 2001).
29
As principais vantagens do uso de bioindicadores nos estudos para avaliar a
qualidade do ar são: a facilidade de coleta, o baixo custo a obtenção de
informações sobre o passado da região. Outra de suas vantagens é que
determinando as concentrações de poluentes em liquens coletados a diferentes
distâncias e direções da fonte, pode-se obter uma distribuição espacial dos
poluentes (Saiki et.al., 1997; Carreras, 2001). No entanto está técnica não fornece
informações sobre a concentração no ar dos elementos ou sobre a faixa de
tamanho das partículas.
A técnica de transplantes de liquens consiste em transplantar o líquen de uma
região para outra. Deste modo é possível avaliar o impacto ambiental causados
por uma ou mais fontes de poluição em regiões onde não existam liquens ou não
se deseje fazer uma avaliação temporal da contribuição da fonte geradora de
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poluição (Lyman, 1996).
2.4
Areias monazíticas
Dentro dos minérios que contém tório e urânio associados à rede cristalina os
principais são a monazita, a cassiterita, a apatita, a columbita, o niobato-tantalato,
a zirconita e o rutilo.
No Brasil, as areias monazíticas são encontradas ao longo da costa brasileira
(depósitos de praia) e em determinados trechos de rios interiores (depósitos
fluviais), onde a proporção das quantidades dos elementos varia dependendo do
local de ocorrência. (Maciel & Cruz, 1973).
No litoral brasileiro, do Rio Grande do Norte até o Rio de Janeiro, se encontram
os mais importantes depósitos nacionais de areias monazíticas. Estes depósitos
tem sido explorados desde 1886 até o presente nos Estados da Bahia, Espírito
Santo e Rio de Janeiro (Maciel & Cruz, 1973).
O tório e urânio associados a rede cristalina destes minérios causam um aumento
na concentração de radioatividade natural nestas regiões, as quais são chamadas
regiões de elevada radioatividade natural ou simplesmente regiões de elevada
radioatividade. As populações que moram nestas regiões de elevada
radioatividade, estão expostas direta e indiretamente à radiação, seja através da
exposição externa (raios gama provenientes dos produtos de decaimento das séries
do Th e U, que são emissores gama) ou da exposição interna, através da ingestão e
inalação de radionuclídeos. A exposição interna aumenta, nas regiões de
30
radioatividade natural elevada, devido à transferência de radionuclídeos naturais
do solo para as plantas e animais, que formam parte da dieta e à inalação de
partículas.
No litoral do município de São Francisco de Itabapoana, no estado de Rio de
Janeiro, encontram-se importantes jazidas de areias monazíticas, e na vila de
Buena, situado neste município, se encontra uma usina de beneficiamento de
areias monazíticas.
Em Buena, funciona atualmente uma unidade de separação física de areia
monazítica, pertencente às Indústrias Nucleares do Brasil. (INB). Nela são obtidos
concentrados de ilmenita, zirconita, rutilo e monazita utilizando separadores
eletrostáticos, eletromagnéticos e gravimétricos (espirais, planos inclinados e
mesas vibratórias).
As areias monazíticas são compostas por sílica e uma associação de minerais:
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ilmenita (FeTiO3), rutilo (TiO2), zirconita (SiZrO4) e a monazita que é um
ortofosfato de terras raras (Ce, La, Nd)PO4. Este último minério apresenta teores
de 1 a 6% de óxido de tório (ThO2) e 0,3 % de óxido de urânio (U3O8) (Maciel &
Cruz, 1973 ). A presença de tório e urânio na monazita, fazem com que as areias
monazíticas sejam radioativas. Na Tabela 2.1 são apresentados os teores médios
das principais terras raras contidas na monazita proveniente do depósito
localizado na região circunvizinha a vila de Buena e suas aplicações na industria
(Dias da Cunha W, 1996 )
Na vila de Buena, onde habitam aproximadamente 300 pessoas, foram observadas
elevadas concentrações de
226
Ra e
228
Ra nas águas do lago e na macrofita que o
envolve. Nas hortaliças cultivadas na localidade foram encontrados
210
Pb, 238U e 232Th. (Lauria, 1998).
226
Ra,
228
Ra,
31
Tabela 2.1 Relação das principais aplicações dos elementos (terras raras) presentes na
monazita. Resumo das aplicações e teores médios
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Elementos
Teores
Lantânio
25%
Neodímio
17%
Praseodímio
4,5%
Gadolíneo
2%
Samário
3%
Ítrio
2%
Outros
1%
Aplicações
Vidros especiais para microscópios
eletrônicos e catalisadores para
craqueamento do petróleo.
Cristais especiais para instrumentos
oftálmicos, imãs permanentes e
cristais geradores de raio laser.
Corantes cerâmicos
Cerâmicas
para
a
indústria
eletroeletrônica,
materiais
moderadores de nêutrons.
Imãs permanentes.
Materiais supercondutores, fósforos
para tubos de TV a cores.
Outras aplicações na indústria
eletroeletrônica.
A presença de concentrações relativamente superiores dos radionuclídeos das
séries naturais do Th e U nas fezes de trabalhadores e habitantes da região, em
comparação com moradores de regiões de baixo nível de radiação natural no Rio
de Janeiro e São Paulo, reflete a incorporação destes elementos, que pode ser
através da dieta alimentar e/ou da inalação (Julião et al. 1998a ).
2.4.1
Histórico da monazita
A monazita é um dos principais minérios de terras raras, seu nome provem de um
verbo grego que significa “ser solitário”, devido à raridade do mineral e do lugar
onde foi descoberto nas montanhas do Ilmen, na Rússia (Maciel & Cruz, 1973 ).
A monazita começou a ser explorada pela primeira vez com fins comerciais nas
Carolinas, U.S.A. em 1893. Dois anos mais tarde, em 1895, foi iniciada a
produção de monazita no Brasil, e na Índia em 1911, em ambos países a produção
era controlada por firmas alemãs (Maciel & Cruz, 1973).
Nesta época o tório era o principal elemento extraído da monazita, este, na forma
de nitrato era utilizado na fabricação de camisas de lampiões a gás ou a querosene.
A partir de 1920, quando a energia elétrica substituiu a iluminação a gás e as
terras raras começaram a ter aplicações, a monazita passou a ser processada para
obtenção das terras raras e o Th passou a ser um subproduto. Após a Segunda
Guerra Mundial, com o início dos estudos para o desenvolvimento de um possível
32
reator a tório, este elemento passou a ser considerado material estratégico e o tório
da monazita voltou a ser de grande interesse (Maciel & Cruz, 1973).
Em 1904, a Societe Miniere et Industrielle Franco-Bresilienne iniciou a
exportação dos concentrados de monazita extraídos das regiões costeiras do
Espirito Santo e da Bahia A história oficial do aproveitamento da monazita
começou em 1949, quando um grupo de alemães construiu duas usinas de
concentração de monazita, uma delas em Buena, e outra em Cumuruxatiba. Uma
usina de beneficiamento de monazita foi construída em Santo Amaro, São Paulo.
Em 1960, as usinas passaram a ser controladas pelo governo Brasileiro e a
exportação de minérios contendo Th e U associados, passaram para o controle da
Comissão Nacional de Energia Nuclear (CNEN) (Paschoa, 1993).
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2.4.2
Separação física da areia monazítica
Na jazida localizada próximo a vila de Buena a extração das areias monazíticas é
feita acima da superfície freática, após a remoção do capeamento por um trator de
esteiras. Nestes depósitos a lavra do minério é feita a céu aberto. O minério
retirado das jazidas é separado (fisicamente) da sílica, que constitui a maior parte
do minério. O esquema simplificado do processo de beneficiamento físico das
areias monazíticas para obtenção do concentrado dos quatro minerais é
apresentado na Figura 2.4.
A primeira etapa do processo é a separação da sílica por processo
hidrogravimétrico, obtendo-se o concentrado de areias monazíticas. Na Figura 2.5
é apresentada uma fotografia da espiral de Hanfrey, onde a sílica é separada das
areias monazíticas. A sílica retorna ao meio ambiente enquanto o concentrado
segue para as demais etapas de beneficiamento. O concentrado de minério é
secado em forno rotativo. Em seguida, a fração condutora (rutilo e ilmenita) é
separada da fração não condutora (monazita e zirconita) por processo de
separação eletrostática. Por processo de separação magnética as frações
magnéticas são separadas das frações não-magnética nas respectivas linhas de
concentração, sendo obtidas as frações de ilmenita, rutilo, monazita e zirconita. O
processo de separação do minério não envolve nenhum tratamento químico,
portanto o material que é transportado pelo ar é constituído do próprio minério
extraído.
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Jazida
Separação
hidrogravimétrica
Secagem do minério
Separação eletrostática
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Fração condutora
Fração não condutora
Ilmenita e Rutilo
Monazita e Zirconita
Separação eletromagnética
Separação eletromagnética
Fração magnética
Ilmenita
Fração não magnética
Rutilo
Fração magnética
Fração não magnética
Monazita
Fig. 2.4 Esquema simplicado do processo de beneficiamento das areias monazíticas para
obtenção dos concentratos de monazita, zirconita, rutilo e ilmenita.
Zirconita
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Figura 2.5 Fotografia da espiral de Hanphrey