2017 International Nuclear Atlantic Conference - INAC 2017 Belo Horizonte, MG, Brazil, October 22-27, 2017
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE ENERGIA NUCLEAR – ABEN
ELEMENTOS QUÍMICOS EM SOLOS DE ÁREAS RIBEIRINHAS DA
BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PIRACICABA, SÃO PAULO,
BRASIL
Elvis J. França1, Elisabete A. De N. Fernandes2, Felipe Y. Fonseca2,
Vanessa S. Rodrigues2, Isabel P. O. Cavalca2, Leandro Camilli2, Marcelo B. G. Lira1,
José D. S. Paiva1.
1 Centro Regional de Ciências Nucleares (CRCN/NE)
Av. Prof. Luís Freire 200 50730-120 Recife, PE ejfranca@cnen.gov.br liramarcelo@hotmail.com
paivajds@gmail.com
2 Centro de Energia Nuclear na Agricultura (CENA/USP)
Universidade de São Paulo Avenida Centenário, 303 13416-000 Piracicaba, SP
lis@cena.usp.br
RESUMO
A monitoração da qualidade dos solos da Bacia Hidrográfica do Rio Piracicaba, localizado no Estado de São Paulo, é de extrema relevância ambiental, pois assegura a funcionalidade dos ecossistemas da bacia hidrográfica e a proteção ambiental. Porém, há poucos estudos direcionados a concentração de elementos químicos nos solos de zonas de proteção ambiental de regiões ribeirinhas altamente habitadas. Diante do exposto, este trabalho tem como objetivo determinar a concentração dos elementos químicos nos solos localizados às margens do Rio Piracicaba pela Análise por Ativação Neutrônica Instrumental - INAA. Foram coletadas amostras de solos nos perfis de 0-5 cm, 5-10 cm e 10-15 cm. Posteriormente, as amostras foram secas em estufa à 80ºC e cominuídas com auxílio de almofariz e pistilo. Porções de 250 mg foram transferidas para cápsulas de polietileno e
irradiadas em fluxo de nêutrons de 1013 cm-2.s-1 por 4 horas no Reator Nuclear de Pesquisa IEA-R1 do Instituto
de Pesquisas Energéticas e Nucleares –IPEN/SP, Brasil. A determinação dos elementos químicos foi conduzida
pelo método k0-INAA a partir do programa Quantu. Comparando os resultados obtidos com os valores de solo
de uma área não impactada de Mata Atlântica – Parque Estadual Carlos Botelho, os valores máximos obtidos de As (29 mg/kg) e Zn (185 mg/kg) foram cerca de 5 vezes maiores. Contudo, as concentrações de elementos terrígenos como Fe e Sc também foram elevadas em alguns casos, indicando que há também contribuição do material de origem (rochas) para as altas concentrações observadas nos solos das áreas ribeirinhas.
1. INTRODUÇÃO
Os solos podem sofrer contaminação pela acumulação de elementos químicos através de diversos fatores antropogênicos, tais como: emissões de áreas industriais em rápida expansão, rejeitos de minas, eliminação de grandes quantidades de resíduos da queima incompleta de combustíveis fósseis, tintas, aplicação de fertilizantes, adubos de origem animal, lodo ativado de esgoto, pesticidas, irrigação com águas residuais e deposição atmosférica [1, 2]. Dentre os contaminantes oriundos de atividades antropogênicas podemos destacar os metais pesados que, constituem um grupo mal definido de elementos químicos inorgânicos perigosos, os mais comumente encontrados em áreas contaminadas são arsênio (As) e zinco (Zn) [3].
Os solos são a maior fonte de liberação de metais pesados para o ambiente por atividades antropogênicas anteriormente mencionadas e ao contrário dos contaminantes orgânicos que são oxidados para óxido de carbono por ação microbiana, a maioria dos metais não sofrem degradação microbiana ou química [4], e suas concentrações totais nos solos persiste por um longo período após a sua introdução [5]. Mudanças nas suas formas químicas (especiação) e a biodisponibilidade, no entanto são possíveis. A presença de metais tóxicos no solo pode inibir severamente a biodegradação de contaminantes orgânicos [6].
A contaminação do solo por metal pesado pode representar riscos para os seres humanos e o ecossistema através de: ingestão direta ou contato com solo contaminado, na cadeia trófica (solo-planta-humano ou solo-planta-animal-humano), ingestão de água superficial ou subterrânea contaminadas, redução na qualidade dos alimentos (segurança e comercialização) através da fitotoxicidade, redução da qualidade da terra para a produção agrícola e insegurança alimentar [7, 8]. A proteção e restauração adequadas dos ecossistemas com solos contaminados por elementos químicos, exigem caracterização e remediação específicas para cada caso, baseando-se em dados que caracterizem propriedades químicas e fenômenos ambientais, especialmente aqueles que residem na cadeia alimentar [9]. Enquanto a caracterização do solo proporcionaria uma visão de especiação de metais e biodisponibilidade, há também a necessidade de conhecimento da fonte de contaminação química básica e ambiental e os efeitos associados à saúde (riscos) desses elementos.
Fontes de metais pesados podem ocorrer naturalmente nos solos por processos pedogenéticos de meteorização dos materiais originais em níveis que são considerados como vestígios (<100 mg kg-1) e raramente tóxico [9, 10]. Devido à perturbação e aceleração do ciclo geoquímico que ocorre lentamente na natureza dos metais por ação antrópica, à maioria dos solos destinados a agricultura e ambientes urbanos podem acumular um ou mais dos metais pesados acima definidos com valores altos o suficiente para causar riscos a comunidade animal e vegetal no ecossistema [11].
Os metais pesados tornam-se essencialmente contaminantes no solo e no meio ambiente por conta de suas taxas de geração antropogênica com ciclos de geração mais rápidos em relação aos ciclos naturais, também são transferidos de minas e processos industriais para ambientes em locais aleatórios que naturalmente não seriam encontrados, e ocasionam os maiores potenciais de exposição direta. As concentrações dos metais nos produtos descartados são relativamente elevadas e à forma química (espécie) em que um metal é encontrado no sistema ambiental receptor pode torná-lo mais biodisponível [11]. Metais pesados no solo de fontes antropogênicas tendem a ter mais mobilidade, (biodisponível) do que pedogênico ou litogênico [12, 13].
O crescimento industrial e urbano na região de Piracicaba representa uma ameaça ambiental a ecossistemas ribeirinhos e de Mata Atlântica. A realização de estudos de monitoração ambiental e da qualidade dos solos na área urbana da bacia de Piracicaba são necessários para o entendimento dos impactos ambientais por ações antropogênicas que comprometem a qualidade do solo da região. A poluição ambiental é fato preocupante para a conservação de recursos hídricos, principalmente no ambiente urbano. No caso da bacia do Rio Piracicaba, as principais fontes poluidoras são decorrentes de processos industriais, agricultura (aplicação de fertilizantes e pesticidas) e esgoto doméstico e industrial [14]. Para a monitoração da qualidade ambiental adequada, é necessário o uso de técnicas e ferramentas analíticas
multielementares como análise por ativação neutrônica instrumental (INAA) para a avaliação de ecossistemas naturais, principalmente pelo fato de possibilitar a caracterização detalhada dos compartimentos estudados. Porém, há poucos estudos direcionados para a concentração de elementos químicos nos solos de zonas de proteção ambiental e de regiões altamente habitadas [16].
2. MATERIAL E METÓDOS
2.1. Área de estudo
A área de estudo é a região urbana de Piracicaba município brasileiro no interior do estado de São Paulo. Ocupa uma área de 1 376,913 km², sendo que 31,5733 km² estão em perímetro urbano e os 1 345,339 km² restantes constituem a zona rural. A Bacia do Piracicaba abriga uma densa malha urbana com 391.449 habitantes, com um importante parque industrial. Apesar da ampla atividade industrial, a maior extensão territorial do município de Piracicaba é ocupada por pastagens, culturas de cítricos, café, milho e de cana-de-açúcar. Mesmo com a intensa urbanização, industrialização e atividades agrícolas, Piracicaba ainda apresenta vegetação originária de mata atlântica.
2.2. Amostragem e preparação das amostras
As amostras foram coletadas em 3 pontos com 53 amostras cada, considerando o referencial de possíveis fontes poluidoras e suas coordenadas obtidas por meio de GPS, o solo foi amostrado em duas épocas distintas (final da estação seca e chuvosa). O solo foi coletado sob a projeção da copa das árvores previamente selecionadas em 3 diferentes profundidades de 0-5 cm, 5-10 cm e 10-15 cm, as amostras foram secas em estufa à 80º C e cominuídas com auxílio de almofariz e pistilo com redução do tamanho de partículas (<0,5mm) para a determinação química através de INAA.
2.3. Análise por Ativação Neutrônica Instrumental – INAA
Porções das amostras de aproximadamente 200 mg foram pesadas diretamente em cápsulas de polietileno de alta pureza. Foram utilizados fragmentos de uma liga de Ni-Cr com concentração química certificada para a utilização como monitor de fluxo de nêutrons [16]. Para avaliar a qualidade do procedimento analítico, irradiou-se juntamente com as amostras materiais de referência certificados (CRM) de matrizes geológicas.
O material geológico foi analisado por meio do método de análise por ativação neutrônica instrumental (INAA), método k0. As amostras e materiais de referência foram irradiados com
um fluxo de nêutrons de 1013 cm-2 s-1 medida em detectores de germânio hiper-puro e interagindo com os nuclídeos que a compõem, tornando alguns radioativos pela reação conhecida como ativação. A quantidade de átomos ativados é proporcional ao número de átomos do nuclídeo e por isso é considerada uma técnica de alta exatidão [18].
3. RESULTADO E DISCUSSÃO
A Tabela 1 apresenta as médias das concentrações (mg kg-1) dos elementos químicos As, Zn, Fe e Sc determinados no solo sob a projeção da copa das árvores no ponto STS1. De modo geral, os solos foram caracterizados por baixas concentrações dos elementos: As (11,43 mg Kg-1), Zn (116,7 mg kg-1), Fe (92929 mg kg-1) e Sc (26,4 mg kg-1). A variabilidade foi estimada a partir dos coeficientes de variação (Tabela 1) com valores maiores que 40% para Zn, Fe e Sc.
Tabela 1: Concentrações médias (mg kg-1), mediana, valores máximos (Max), mínimos (Min) e coeficiente
de variação (CV%) dos elementos químicos no ponto STS1.
As Zn Fe Sc Média 6,77 65,2 51975 16,0 Mediana 6,81 152,37 43229,22 15,56 DP 2,22 61,84 26451,65 6,62 CV% 32,81 94,81 50,89 41,38 Max 11,43 116,7 92929 26,4 Min 3,04 26,6 3071 6,5 n 29 29 29 29 Fonte: O Autor.
A Tabela 2 apresenta as médias das concentrações (mg kg-1) dos elementos químicos As, Zn, Fe e Sc determinados no solo sob a projeção da copa das árvores no ponto STS2. De modo geral, os solos foram caracterizados por baixas concentrações dos elementos: As (5,17 mg Kg-1), Zn (97,5 mg kg-1), Fe (70863 mg kg-1) e Sc (18,7 mg kg-1). A variabilidade foi estimada a partir dos coeficientes de variação (Tabela 2) com valores maiores que 40% para As, Zn, Fe e Sc.
Tabela 2: Concentrações médias (mg kg-1), mediana, valores máximos (Max), mínimos (Min) e coeficiente
de variação (CV%) dos elementos químicos no ponto STS2.
As Zn Fe Sc Média 2,92 53,2 27554 7,3 Mediana 2,56 45,87 19531,66 5,10 DP 1,19 22,72 21324,94 5,60 CV% 41,09 42,69 77,39 77,24 Max 5,17 97,5 70863 18,7 Min 1,93 37,0 16283 4,4 n 6 6 6 6 Fonte: O Autor.
A Tabela 3 apresenta as médias das concentrações (mg kg-1) dos elementos químicos As, Zn, Fe e Sc determinados no solo sob a projeção da copa das árvores no ponto ESALQ. De modo geral, os solos foram caracterizados por baixas concentrações dos elementos, mas comparando-se com os outros pontos amostrados apresentam as maiores concentrações de As (45,57 mg kg-1), Zn (198,4 mg kg-1), Fe (142527 mg kg-1) e Sc (40,3 mg kg-1). A
variabilidade foi estimada a partir dos coeficientes de variação (Tabela 3) com valores maiores que 40% para Zn, Fe e Sc.
Tabela 3: Concentrações médias (mg kg-1), mediana, valores máximos (Max), mínimos (Min) e coeficiente
de variação (CV%) dos elementos químicos no ponto ESALQ.
As Zn Fe Sc Média 9,69 115,4 75948 21,3 Mediana 4,05 118,43 84194,33 24,37 DP 13,65 37,37 39603,49 11,22 CV% 140,98 32,38 52,14 52,79 Maxima 45,57 198,4 142527 40,3 Mínima 2,96 59,7 26100 7,0 n 18 18 18 18 Fonte: O Autor.
Os valores de numéricos de referencia tem a função de prover uma orientação quantitativa no processo de avaliação de áreas contaminadas e à tomada de decisão sobre as ações emergenciais, com vistas à proteção da saúde humana conforme (tabela 4). A maioria das legislações preconiza que essa remediação deve ser encerrada quando um determinado valor de concentração de poluente é atingido. Este pode ser igual ou menor ao valor de alerta, dependendo do cenário em que a área contaminada se insere.
Tabela 4: Valores de referência (mg kg-1), CETESB para os elementos As, Zn, Fe, Sc.
CETESB As Zn Fe Sc
Referência de qualidade 3,5 60 - -
Prevenção 15 300 - -
Intervenção Agricola APMax 35 450 - -
Intervenção Residencial 55 1000 - - Intervenção Industrial 150 2000 - - Água Subterrânea (µg.L-1) Intervenção 10 5.000 300 - Fonte: CETESB
Com o objetivo de demostrar a relação de origem desses elementos com a rocha matriz foram realizados testes de correlação entre os elementos químicos As, Sc e Zn, Sc os resultados obtidos demonstram associação desses elementos com rochas máficas possivelmente associadas a sulfetos (As e Zn) conforme a Figura 1 potencialmente alteradas por ações antrópicas.
A
B Figura 1: Relação de origem dos elementos com base nas concentrações de A. Arsênio, Escândio e B. Zinco, Escândio. Fonte: O Autor.
y = 1,0843x - 5,5029
R² = 0,8591
-10 0 10 20 30 40 50 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0A
s (
mg k
g
-1)
Sc (mg kg
-1)
As (mg/kg) Linear (As (mg/kg))y = 4,158x - 3,6828
R² = 0,8109
0,0 50,0 100,0 150,0 200,0 250,0 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0Zn
(
m
g k
g
-1)
Sc (mg kg
-1)
Zn(mg/kg) Linear (Zn(mg/kg))A correlação entre o teor de Escândio nas amostras de solo e a concentração de arsênio, é mostrada na (Figura 1) com valores de correlação de (R= 0,8591) o que mostra que essas concentrações estão ligadas ao tipo de solo da região, outro elemento associado a formação do solo foi o Zn na (Figura 1) os valores de correlação (R= 0,8109) são altos, o excesso de Zn pode também estar associado ao carreamento pelo esgoto doméstico ou pela atividade agrícola, pois a região é grande produtora de frutas finas e produtos hortícolas que usam grande quantidades de defensivos cujo principio ativo é o Zn.
A Figura 2 apresenta as concentrações (mg kg-1) para o elemento Zn comparando com os valores de referência da CETESB para elementos químicos no solo as concentrações observadas estão dentro do valor de referência de qualidade - VRQ que preconiza a concentração de determinada substância no solo ou na água subterrânea, que define um solo como limpo ou a qualidade natural da água subterrânea. Deve ser utilizado como referência nas ações de prevenção da poluição do solo e das águas subterrâneas e de controle de áreas contaminadas.
O zinco ocorre na crosta terrestre em uma concentração de 70 mg kg-1 de forma natural, em
plantas aquáticas e áreas não poluídas a concentração de zinco varia de 5 a 35 mg kg-1[19]. Mas devido a atividades antropogênicas como: uso de fertilizantes, adubos produzidos a partir de animais, pesticidas, por uma variedade de indústrias como têxteis, curtimento, produtos petroquímicos, e instalações farmacêuticas que são altamente variáveis em composição. Embora alguns sejam eliminados em terra, poucos têm Benefícios para agricultura ou silvicultura e sob certas condições, metais pesados como Zn adicionados a solos podem ser lixiviados através do perfil do solo, podendo deste modo, contaminar as águas subterrâneas [20].
Figura 2: Concentrações para o elemento Zn, nos diversos pontos amostrados.
Fonte: O Autor. 0 10 20 30 40 50 60 0,0 50,0 100,0 150,0 200,0 250,0 300,0 350,0 ST S1 ST S1 ST S1 ST S2 ST S2 ST S1 ST S1 ESALQ ESALQ ST S1 ST S1 ST S1 ESALQ ST S1 ESALQ ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S2 ESALQ ST S1
ESALQ ESALQ ESALQ ESALQ ESALQ
Zn
(
mg k
g
-1)
Locais de amostragem
Referência prevenção Zn(mg/kg)A Figura 3 apresenta as concentrações (mg kg-1) para o elemento As comparando com os valores de referência da CETESB, para elementos químicos no solo as concentrações observadas estão acima do valor de prevenção – VP, VP é a concentração de determinada substância, acima da qual podem ocorrer alterações prejudiciais à qualidade do solo e da água subterrânea. Este valor indica a qualidade de um solo capaz de sustentar as suas funções primárias, protegendo-se os receptores ecológicos e a qualidade das águas subterrâneas. Foi determinado para o solo com base em ensaios com receptores ecológicos. Deve ser utilizada para disciplinar a introdução de substâncias no solo e, quando ultrapassado, a continuidade da atividade será submetida à nova avaliação, devendo os responsáveis legais pela introdução das cargas poluentes realizarem o monitoramento dos impactos decorrentes.
Muitos compostos contendo arsênio adsorvem fortemente aos solos e são, portanto, transportados somente em distâncias curtas nas águas subterrâneas e águas superficiais, mas a mobilidade do arsênio pode aumentar à medida que o pH aumenta e sob condições de redução [21]. Efeitos agudos e subagudos de arsênio inorgânico podem envolver diversos órgãos incluindo o sistema respiratório, gastrointestinal, cardiovascular nervoso e pele. Baixos níveis de ingestão (1 a 10 mg/L) em grandes períodos, podem levar a um quadro de toxicidade aguda. Envenenamento agudo é caracterizado por efeitos no sistema central, levando a coma e eventual morte.
Quanto a carcinogenicidade, o arsênio inorgânico é classificado no grupo 1, inadequada evidência em animais e suficientes evidências humanas com evidência epidemiológica de câncer respiratório em associação com exposição a arsênio inorgânico durante a fabricação de inseticidas. Em mamíferos ele é prontamente transportado para o feto, podendo apresentar efeitos teratogênicos e ser letal. Vários estudos indicam que o arsênio inorgânico afeta os mecanismos de reparo do DNA.
Figura 3: Concentrações para o elemento As, nos pontos diversos pontos amostrados.
Fonte: O Autor. 0 10 20 30 40 50 60 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 50,0 ST S2 ST S2
ESALQ ESALQ ESALQ ST
S1
ESALQ ESALQ ESALQ ST
S1 ESALQ ESALQ ST S1 ST S2 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ST S1 ESALQ ESALQ
A
s
(m
g k
g
-1)
Locais de amostragem Referência prevenção As (mg/kg)4. CONCLUSÃO
Diante dos resultados obtidos na elaboração deste trabalho, conclui-se que:
No contexto atual de crescimento industrial e agrícola na região, ocorreu aumento no risco potencial de poluição química no solo e bacias hidrográficas por metais tóxicos isso associado a disponibilidade natural de alguns elementos presentes no solo.
Faz-se necessário o constante monitoramento e uso de valores de referência e intervenção que indiquem o estado e a qualidade do solo, associando com medidas preventivas e corretivas no intuito de recuperar os níveis de qualidade do solo.
O elemento químico As apresentou concentrações acima dos valores de intervenção determinados pela CETESB, o que corresponde a uma contaminação grave. Faz-se necessário a adoção de medidas mitigadoras para redução deste contaminante no solo da região ribeirinha de Piracicaba.
Como medida mitigadora da poluição por elementos químicos e mais precisamente por metais pesados decorrente tanto de atividade agrícola quanto industrial recomenda-se: imobilização, lavagem e fitorremediação que são frequentemente listados entre as melhores tecnologias disponíveis para a limpeza de metais pesados em solos contaminados.
AGRADECIMENTOS
Agradecemos ao Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares –IPEN/SP, Brasil, por ceder os recursos técnicos e laboratoriais para realização desta pesquisa. Agradecemos também a todos os pesquisadores e colaboradores envolvidos neste projeto, a cooperação dos institutos: FAPESP, CNPq, CAPES, FACEPE, CNEN e UFPE pelo apoio financeiro.
REFERÊNCIAS
1. S. Khan, Q. Cao, Y. M. Zheng, Y. Z. Huang, and Y. G. Zhu, “Health risks of heavy metals in contaminated soils and food crops irrigated with wastewater in Beijing, China,”
Environmental Pollution, vol. 152, nº 3, pp. 686-692 (2008).
2. M. K. Zhang, Z. Y. Liu, and H. Wang, “Use of single extraction methods to predict bioavailability of heavy metals in polluted soils to rice,” Communications in Soil Science
and Plant Analysis, vol. 41, nº 7, pp. 820-831 (2010).
3. GWRTAC, “Remediation of metals-contaminated soils and groundwater,” Tech. Rep. TE-97-01, GWRTAC, Pittsburgh, Pa, USA, GWRTAC-E Series (1997).
4. T. A. Kirpichtchikova, A. Manceau, L. Spadini, F. Panfili, M. A. Marcus, and T. Jacquet, “Speciation and solubility of heavy metals in contaminated soil using X-ray microfluorescence, EXAFS spectroscopy, chemical extraction, and thermodynamic modeling,” Geochimica et Cosmochimica Acta, vol. 70, nº 9, pp. 2163-2190 (2006). 5. D. C. Adriano, “Trace Elements in Terrestrial Environments: Biogeochemistry,
6. P. Maslin and R. M. Maier, “Rhamnolipid-enhanced mineralization of phenanthrene in organic-metal co-contaminated soils,” Bioremediation Journal, vol. 4, nº 4, pp. 295-308, (2000).
7. M. J. McLaughlin, B. A. Zarcinas, D. P. Stevens, and N. Cook, “Soil testing for heavy metals,” Communications in Soil Science and Plant Analysis, vol. 31, nº 11-14, pp. 1661-1700 (2000).
8. W. Ling, Q. Shen, Y. Gao, X. Gu, and Z. Yang, “Use of bentonite to control the release of copper from contaminated soils,” Australian Journal of Soil Research, vol. 45, nº 8, pp. 618-623 (2007).
9. A. Kabata-Pendias and H. Pendias, “Trace Metals in Soils and Plants”, CRC Press, Boca Raton, Fla, USA, 2ª edition (2001).
10. G. M. Pierzynski, J. T. Sims, and G. F. Vance, “Soils and Environmental Quality”,
CRC Press, London, UK, 2ª edition (2000).
11. J. J. D’Amore, S. R. Al-Abed, K. G. Scheckel, and J. A. Ryan, “Methods for speciation of metals in soils: a review,” Journal of Environmental Quality, vol. 34, nº 5, pp. 1707–1745 (2005).
12. S. Kuo, P. E. Heilman, and A. S. Baker, “Distribution and forms of copper, zinc, cadmium, iron, and manganese in soils near a copper smelter,” Soil Science, vol. 135, nº 2, pp. 101-109 (1983).
13. M. Kaasalainen and M. Yli-Halla, “Use of sequential extraction to assess metal partitioning in soils,” Environmental Pollution, vol. 126, nº 2, pp. 225-233 (2003).
14. FAVARO, P.C.; FERNANDES, E.A.N.; FERRAZ, E.S.B.; FALÓTICO, M.H.B. “Time still to restore the polluted Piracicaba River basin”. Journal of Radio analytical
and Nuclear Chemistry, v. 259, nº 2, p. 217-221 (2004).
15. FRANÇA, E. J.; DE NADAI FERNANDES, E. A.; BACCHI, M. A. “Ni-Cr alloy as neutron flux monitor: composition and homogeneity assessment by NAA”. Journal of
Radioanalytical and Nuclear Chemistry, Budapest, v. 257, nº1, pp. 113-115 (2003).
16. DORAN, J. W.; PARKIN, T. B. Defining and assessing soil quality. In: DORAN, J. W.; COLEMAN, D. C.; BEZDICEK, D. F.; STEWART, B. A. (Eds.). Defining soil quality for a sustainable environment. Madison: Soil Science Society of America, 1994. p. 3-21. (SSSA special publication, 35).
17. VARJABEDIAN, R. “Lei da Mata Atlântica: retrocesso ambiental”. Estudos Avançados, v.24, n. 68, pp.147-160 (2010).
18. FRANÇA, E. J.; FERNANDES, E. A. N.; CAVALCA, I. P. O.; FONSECA, F. Y.; CAMILLI, L.; RODRIGUES, V. S.; BARDINI JUNIOR; FERREIRA, C.; J. R.; BACCHI, M. A. “Characterizing suspended sediments from the Piracicaba River Basin by means of k0 – INAA”. Nuclear Instruments and Methods in Physics Research A, v. 622,
pp. 479-483 (2010).
19. WHO. “Assessing human health risks of chemicals: derivation of guidance values for healthbased exposure limits”. Environmental health criteria 170. Geneve: WHO, pp. 73 (1994).
20. R. G. McLaren, L. M. Clucas, and M. D. Taylor, “Leaching of macronutrients and metals from undisturbed soils treated with metal-spiked sewage sludge. 3. Distribution of residual metals,” Australian Journal of Soil Research, vol. 43, n. 2, pp. 159-170 (2005). 21. L. A. Smith, J. L. Means, A. Chen et al., “Remedial Options for Metals-Contaminated
