UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS UNIVERSIDADE DE PAU E PAYS DE L’ADOUR
INSTITUTO DE QUÍMICA (UNICAMP)
ESCOLA DOUTORAL DE CIÊNCIAS EXATAS (UPPA)
LARISSA RICHTER
ESPECIAÇÃO QUÍMICA E COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DE ELEMENTOS TRAÇO NO AMBIENTE: ARSÊNIO NO PANTANAL E MERCÚRIO NA
FLORESTA AMAZÔNICA
SPÉCIATION CHIMIQUE ET COMPOSITION ISOTOPIQUE D´ÉLÈMENTS TRACE DANS L´ENVIRONNEMENT: ARSENIC DANS LE PANTANAL ET MERCURE
DANS LA FORÊT AMAZONIENNE
CAMPINAS 2020
ESPECIAÇÃO QUÍMICA E &20326,d2,6OTÓPICA DE ELEMENTOS
TRAÇO N2AMBIENTE: ARSÊNIO NO PANTANAL E MERCÚRIO NA FLORESTA
AMAZÔNICA
SPÉCIATION CHIMIQUE ET COMPOSITION ISOTOPIQUE D´ÉLÈMENTS TRACE DANS L´ENVIRONNEMENT: ARSENIC DANS LE PANTANAL ET
MERCURE DANS LA FORÊT AMAZONIENNE
Tese de Doutorado apresentada ao Instituto de Química da Universidade Estadual de Campinas e à Escola Doutoral de Ciências Exatas da Universidade de Pau e Pays de l’Adour como parte dos requisitos exigidos para a obtenção do título brasileiro de Doutora em Ciências e do título francês de doutora no âmbito do Acordo de Cotutela firmado entre a UNICAMP e a UPPA.
Orientadora: Profa. Dra. Anne Hélène Fostier Coorientador: Prof. Dr. David Amouroux
ESTE EXEMPLAR CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA TESE DEFENDIDA POR LARISSA RICHTER E ORIENTADA PELA PROFa DRA. ANNE
HÉLÈNE FOSTIER E PELO PROF. DR. DAVID AMOUROUX
CAMPINAS 2020
Richter, Larissa,
R418e RicEspeciação química e composição isotópica de elementos traço no ambiente : arsênio no pantanal e mercúrio na floresta amazônica / Larissa Richter. – Campinas, SP : [s.n.], 2020.
RicOrientadores: Anne Hélène Fostier e David Amouroux.
RicTese (doutorado) – Universidade Estadual de Campinas, Instituto de Química.
RicEm cotutela com: Universidade de Pau e Pays de l'Adour.
Ric1. Especiação química. 2. Arsênio. 3. Pantanal (MT e MS). 4. Mercúrio. 5. Amazônia. I. Fostier, Anne Hélène, 1960-. II. Amouroux, David. III.
Universidade Estadual de Campinas. Instituto de Química. V. Título.
Informações para Biblioteca Digital
Título em outro idioma: Spéciation chimique e composition isotopique d'éléments trace
dans l'environnement : arsenic dans le pantanal et mercure dans le forêt amazonienne
Palavras-chave em inglês:
Chemical speciation Arsenic
Pantanal (MT e MS) Mercury
Amazon River Region
Área de concentração: Química Analítica Titulação: Doutora em Ciências
Banca examinadora:
Solange Cadore
Jean Remy Davee Guimarães Marco Tadeu Grassi
Luiz Antônio Magarelli
Cláudia Carvalhinho Windmöeller
Data de defesa: 24-07-2020
Programa de Pós-Graduação: Química Identificação e informações acadêmicas do(a) aluno(a)
- ORCID do autor: https://orcid.org/0000-0002-7438-7338 - Currículo Lattes do autor: http://lattes.cnpq.br/1555580077086357
BANCA EXAMINADORA
Presidente:
Profa. Dra. Solange Cadore (UNICAMP) Orientadores:
Profa Dra. Anne Hélène Fostier (Orientadora – UNICAMP)
Prof. Dr. David Amouroux (Orientador - UPPA) Membros:
Prof. Dr. Jean Remy Davee Guimarães (UFRJ) Prof. Dr. Marco Tadeu Grassi (UFPR)
Prof. Dr. Luiz Antonio Martinelli (USP)
Profa. Dra. Claudia Carvalhinho Windmoeller (UFMG) Profa. Dra. Solange Cadore (UNICAMP)
A Ata da defesa assinada pelos membros da Comissão Examinadora, consta no SIGA/Sistema de Fluxo de Dissertação/Tese e na Secretaria do Programa da Unidade.
Este exemplar corresponde à redação final da Tese de Doutorado defendida pela aluna LARISSA RICHTER, aprovada pela Comissão Julgadora em 24 de julho de 2020.
DEDICATÓRIA
Dedico esta tese a minha família que nunca mediu esforços para me ver onde estou hoje. Mas a dedico, principalmente, a mim mesma, alguém extremamente insegura e que constantemente não acredita em si mesma. Que esta tese sirva como algo físico para que você mesma sempre se lembre da sua infinita capacidade, pois, sim, você é capaz.
AGRADECIMENTO
Agradeço a todos que me ajudaram neste processo tão doloroso. Destaco nesse sentido meus orientadores, Anne Hélène Fostier e David Amouroux, que sempre me apoiaram mesmo ante as adversidades passadas. Muito obrigada pelos ensinamentos, tempo e por sua paciência, principalmente. A toda a comunidade da UNICAMP e UPPA, funcionários do IQ e IPREM, CPG, ED e demais departamentos: meu muito obrigada pela contribuição.
Aos meus familiares: Lurdes, Cirineu, Priscila, Charles, Andressa e Sophia, que trouxeram amor e carinho para esse período sempre que passaram por ele. Graças a educação que todos vocês me passaram me tornei quem sou. E sou eternamente grata pela força que vocês sempre me mandaram, seja presencialmente ou pelas milhares de chamadas de vídeo vividas nestes vários anos. Amo-os com todo meu coração.
Aos meus inúmeros amigos, envio todo o amor e agradecimento possível. Destaco em especial: Olympio, Vanessa, Elaine, Jenifer, Clayton, Passoka, Rafael Porto, Tamires, Lucas, Fabiana, Rudson, Jade, Luana, Rodrigo, Katherine, Gustavo, Amauris, Khaled, Thiago, Andrea, Sandrine, Javier, Daiann, Paulina, Javier Toledo, Nagore e Javier. Vocês trouxeram consigo luz e carinho para os dias mais difíceis da minha vida até esse momento, serei eternamente grata pelo amor que vocês me deram e dão de maneira tão sublime e gratuita. Meu sincero muito obrigada.
O presente trabalho foi realizado com apoio da Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior - Brasil (CAPES) - Código de Financiamento 001.
Agradeço também a FAPESP, Processos 2010/19040-4 e 2014/00555-5, por tornarem essa experiência possível. Aos demais colegas e profissionais que me acompanharam neste longo período, meus sinceros agradecimentos por todos seus auxílios.
RESUMO
O arsênio (As) e o mercúrio (Hg) são elementos tóxicos cuja presença no ambiente pode ter origem natural e/ou antrópica. Em ambos casos tanto a toxicidade quanto a dinâmica no ambiente são fortemente dependentes da forma/espécie química na qual se encontra o elemento. No Pantanal, estudos anteriores encontraram altas concentrações de As em lagoas alcalino-salinas e baixas concentrações em águas doces. Visando investigar as diferenças entre as lagoas, a origem e a especiação do As, coletaram-se amostras de águas, sedimentos e solos em lagoas distintas e em diferentes períodos. Os teores de As foram determinadas por ICP-MS e a especiação química (EQ) foi analisada por LC-ICP-MS. Observou-se que a espécie predominante foi o As(V), atribuindo-se a sua origem à três fatores: 1) o regime de cheias somado as altas taxas de evaporação; 2) O pH elevado das lagoas e 3) A presença de altos teores de Fe, Al e matéria orgânica. Na floresta Amazônica, por sua vez, observam-se elevadas emissões de Hg devidas às queimadas. Todavia, nenhum estudo investigou as mudanças que essas provocam na EQ ou na composição isotópica (CI) do Hg. Para sanar essa lacuna, efetuaram-se experimentos de queima programada em duas localidades na Amazônia Legal, nas quais amostras de liteira, solos e cinzas foram coletadas. Analisou-se a CI por MC-ICP-MS e a EQ por GC-ICP-MS. Os resultados da CI indicaram que durante as queimadas o Hg não se fraciona isotopicamente de maneira acentuada. Assim, estimou-se que as emissões de Hg possuem um fingerprint isotópico que corresponde a uma mistura dos fingerprints da liteira e dos solos. Para a EQ, observou-se que as folhas captam o metilmercúrio (MMHg) atmosférico e o depositam nos solos, que o acumulam com o tempo. Após a queimada, o MMHg da liteira pode ser majoritariamente perdido enquanto aquele encontrado nos solos pode ser apenas parcialmente perdido.
ABSTRACT
Arsenic (As) and Mercury (Hg) are toxic elements which presence in the environment may be attributed to natural or anthropic sources. In both cases, the toxicity and the dynamics in the environment are strongly dependent of the elements form/chemical specie. At the Pantanal, previous studies found high As concentrations in alkaline-saline lakes and low concentrations in fresh water lakes. Aiming to investigate the difference between these lakes, As origin and chemical speciation (CS), samples of water, sediments and soils were collected in distinct lakes and in different periods. As content was quantified by ICP-MS and its CS was analyzed by LC-ICP-MS. Results shown that As(V) was the main specie in this environment, which origin was attributed to three main factors: 1) the flood system combined with the high evaporation rates; 2) the high pH of the lakes and 3) the presence of high concentrations of Fe, Al and organic matter. On the other hand, in the Amazon rainforest, high rates of Hg emissions are observed due to forest burning. Nonetheless, no work in the literature has investigated what changes forest burning causes in Hg’s CS nor in its isotopic composition (IC). To fill this gap, prescribed burning experiments were performed in two different localities of the Brazilian Amazon rainforest, where samples of litter, soils and ashes were collected. IC was investigated by MC-ICP-MS and CS by GC-ICP-MS. IC results showed that during forest burning Hg isotopes did not fractionate sharply. Thus, Hg emissions to the atmosphere have an isotopic fingerprint that corresponds to a mixture of litter and soils’ isotopic fingerprints. For CS, it had been shown that forest leaves capture atmospheric methylmercury (MMHg), transferring it to the litter and consequently, to the soils, which cumulate this contaminant along the time. After burning, MMHg from litter can be lost completely whilst soils MMHg can be partially lost.
RESUMÉ
L'arsenic (As) et le mercure (Hg) sont des éléments toxiques et leur présence dans l'environnement peut avoir une origine naturelle et / ou anthropique. Dans les deux cas, la toxicité et la dynamique dans l'environnement dépendent fortement de la forme/espèce chimique dans laquelle se trouve l’élèment. Dans le Pantanal, des études antérieures ont révélé des concentrations élevées d'As dans les lagunes alcalines-salines et de faibles concentrations dans les eaux douces. Afin d'étudier les différences entre les lagunes, l'origine et la spéciation de l'As, des échantillons d'eau, de sédiments et de sols ont été collectés dans différentes lagunes et à différentes périodes. Les concentrations de As ont été déterminées par ICP-MS et la spéciation chimique (SC) analisée par LC-ICP-MS. Il a été observé que l'espèce prédominante était l’As(V) dont l’origine a été attribuée à trois facteurs: 1) le régime des inondations du Pantanal combiné à des forts taux d'évaporation; 2) le pH élevé des eaux des lagunes et 3) la présence de concentrations élevées de Fe, Al et de matière organique. Dans la forêt amazonienne, des émissions de Hg élevées sont observées en raison des feux de forêts. Cependant, aucune étude n'a évalué les changements qu'ils provoquent dans la spéciation chimique ou dans la composition isotopique du Hg (CI). Pour combler cette lacune, des expériences de feux programmés ont été menées sur deux parcelles de forêts en Amazonie brésilienne, où des échantillons de litière, de sols et de cendres ont été collectés. La CI a été analysée par MC-ICP-MS et la SC par GC-ICP-MS. Les résultats de la CI ont indiqué que pendant les incendies, le Hg n'est pas fortement fractionné isotopiquement. Ainsi, il a été estimé que les émissions de Hg ont une signature isotopique qui correspond à un mélange de signatures de litière et de sol. Pour la SC, il a été observé que les feuilles captent le méthylmercure atmosphérique (MMHg) et le déposent dans le sol, qui l'accumule avec le temps. Après le brûlage, le MMHg de la litière peut être principalement perdu tandis que celui présent dans le sol peut n’être perdu que partiellement.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1- Biomas brasileiros da Amazônia e Pantanal ... 21 Figura 2 – Bacia do Alto Paraguai e a localização da Nhecolândia no Pantanal Brasileiro .. 27 Figura 3 – Estrutura molecular das principais espécies químicas de As ... 32 Figura 4 – Mapa da distribuição dos principais aquíferos do mundo, configurações
tectônicas e áreas com altas concentrações de As já diagnosticadas em águas subterrâneas ou geotérmicas Fonte: Adaptado de Mukherjee et al. (2019) ... 35 Figura 5 – Esquema das principais espécies químicas de As presentes nos equilíbrios de partição, sorção e precipitação do As. ... 37 Figura 6 - Processos que podem afetar a estabilidade da especiação do As ao longo das etapas de uma análise química (adaptado de Kumar e Riyazuddin (2010) ... 42 Figura 7 – Fotografias da instalação dos coletores de águas de lençol suspenso e processo de amostragem destas águas na Nhecolândia. a) Exemplo dos frascos coletores instalados nos lençóis e membrana permeável utilizada; b) Processo de instalação das cânulas de PVC; c) Tanque de Nitrogênio utilizado para o bombeamento; d) Coleta das amostras e medidas realizadas em campo com uma sonda (Hanna TM)... 47
Figura 8 – Representação da área de estudo na região da Nhecolândia contemplando as diferentes salinas estudadas e os diversos pontos amostrais avaliados ... 48 Figura 9 - Diagrama do tipo box-plot dos valores de a) LD e b) LQ para as análises das diferentes espécies químicas de As ... 61 Figura 10 – [As] e [TC] obtidas para as diferentes lagoas salinas ao longo das diferentes campanhas de amostragem. a) [As] e c) [TC] em amostras d´água e b) [As] e d) [TC] em amostras de sedimentos. *Não foi possível coletar amostras de água das salinas na coleta de 06/2016 ... 62 Figura 11 - Concentrações de As e TC para as diferentes amostras de solos. a) Resultados para todos os pontos amostrais nas profundidades da instalação dos coletores de água de solos. b) Resultados ao longo do perfil do solo do ponto G01. * Abaixo do LD (P/As: 0,03 µg g-1) **Abaixo do LQ (P/ TC: 0,23 µg g-1) ... 64
Figura 12 - Relação entre as concentrações de As total e As(V) nas amostras d´águas avaliadas ... 65 Figura 13 – Diagrama do tipo box-plot das concentrações de íons totais obtidas nas
amostras de águas superficiais e de solos (N=54) ... 66 Figura 14 - Concentrações de Arsênio e Alcalinidade das amostras de águas superficiais e do lençol suspenso das diferentes salinas e seus arredores versus concentrações de sódio. A linha preta representa a relação Alc x Na estabelecida por Furian et al. (2013) para 147 amostras de águas superficiais ... 69 Figura 15 - Diagrama de Pourbaix (Potencial (Eh) – pH) para as espécies aquosas de As-O2-H2O nas diferentes coletas de 2015 e 2016. ... 71
Figura 16 – Gráfico das concentrações de As em função do pH das amostras de águas superficiais e de solos das três salinas avaliadas ... 72 Figura 17 - Amazônia legal brasileira e o desmatamento acumulado até o ano de 2013. ... 77 Figura 18 - Panorama geral dos processos de fracionamento isotópico que foram
observados experimentalmente (Δ199Hg versus δ202Hg). Para cada processo, a direção da
seta indica a evolução do reagente ou do produto conforme indicado pelas cores das setas: Azul claro – Fracionamento durante o equilíbrio de evaporação do Hg0; Azul escuro –
fracionamento durante a ligação com ligantes tióis e sorção em óxidos de ferro; Verde escuro – Fracionamento durante a metilação do Hg(II) por bactérias redutoras de sulfatos; Vermelho: fracionamento durante a desmetilação do MMHg em soluções aquosas (causado por MIE); Laranja – fracionamento durante a redução fotoquímica do Hg(II) de soluções aquosas (causado por MIE); Magenta – fracionamento durante a redução fotoquímica do Hg(II) de cristais de neve (causado por MIE); Roxo – fracionamento devido a reduções via ligantes tióis utilizando-se luzes artificiais (causado por MIE). ... 85 Figura 19 - A distribuição do Hg nos diferentes compartimentos ambientais e fluxos entre os compartimentos. Fluxos em quilotoneladas por ano (kt ano-1) e estoques em quilotonelada
(kt). ... 87 Figura 20 - Mapa da Amazônia legal Brasileira com a localização das áreas de estudos ... 98 Figura 21 - Distribuições das áreas experimentais na campanha de Candeias do Jamari, 2014. ... 101 Figura 22 – Curvas analíticas obtidas para os diferentes MRC e utilizadas para quantificar os teores de HgTot nas amostras de solos, liteira e cinzas em 2018 e 2019. ... 113
Figura 23 - Diferentes concentrações de Hg medidas ao longo do tempo para amostras de cinzas provenientes das diferentes áreas experimentais do experimento de queima na floresta Amazônica de Candeias do Jamari. ... 115 Figura 24 - Gráfico de δ200Hg em função de δ202Hg para amostras de liteira, cinzas e solos
de a) Alta Floresta (AF) e b) Candeias do Jamari (CJ). Amostras de solos são divididas em diferentes profundidades (0-1, 1-2 ou 2-5 cm) e antes ou depois (dep.) das queimadas. *O MRC NIST 8610 tem sua CI representada em outro intervalo do gráfico e teve seu resultado inserido no topo do gráfico apenas para representar a grandeza da incerteza dos métodos validados. ... 120 Figura 25 - Gráfico de δ199Hg em função de δ202Hg para amostras de liteira, cinzas e solos
de a) Alta Floresta (AF) e b) Candeias do Jamari (CJ). Amostras de solos são divididas em diferentes profundidades (0-1, 1-2 ou 2-5 cm) e antes ou depois (dep.) das queimadas. *O MRC NIST 8610 tem sua CI representada em outro intervalo do gráfico e teve seu resultado inserido no topo do gráfico apenas para representar a grandeza da incerteza dos métodos validados. ... 122 Figura 26 - Gráfico de Δ201Hg em função de Δ199Hg para amostras de liteira, cinzas e solos
de Candeias do Jamari (CJ) e Alta Floresta (AF). Amostras de solos são divididas em
diferentes profundidades (0-1, 1-2 ou 2-5 cm) e antes ou depois (dep.) das queimadas. .. 123 Figura 27 - Gráfico de Δ204Hg em função de Δ200Hg para amostras de liteira, cinzas e solos
de Candeias do Jamari (CJ) e Alta Floresta (AF). Amostras de solos são divididas em diferentes profundidades (0-1, 1-2 ou 2-5 cm) e antes ou depois (dep.) das queimadas. .. 124 Figura 28 - Gráfico de Δ199Hg em função de δ202Hg para amostras de liteira, cinzas e solos
de a) Alta Floresta (AF) b) Candeias do Jamari (CJ). Amostras de solos são divididas em diferentes profundidades (0-1, 1-2 ou 2-5 cm) e antes ou depois (dep.) das queimadas. *O MRC NIST 8610 tem sua CI representada em outro intervalo do gráfico e teve seu resultado inserido no topo do gráfico apenas para representar a grandeza da incerteza dos métodos validados. ... 125 Figura 29 - Gráfico de Δ199Hg em função de δ202Hg médios para as amostras de liteira,
cinzas e solos avaliadas neste trabalho comparadas com outras amostras de florestas da literatura. Fontes: Araujo et al. (2018), Demers et al. (2013), Guedron et al. (2018), Jiskra et al. (2015) e Miserendino et al. (2018b)... 128 Figura 30 - Gráfico de Δ199Hg em função de Δ200Hg médios para as amostras de liteira,
literatura. Fontes: Araujo et al. (2018), Demers et al. (2013), Guedron et al. (2018), Jiskra et al. (2015) e Miserendino et al. (2018b)... 132 Figura 31 – Gráfico de Ln de δ202Hg
cinzas/ δ202Hgsolos em função do Ln da fração de Hg inicial
nas amostras de cinzas provenientes dos experimentos de queima de CJ ... 136 Figura 32 - Valores obtidos e certificados para as análises da especiação do Hg em dois MRC e suas respectivas recuperações. *Esse material não é certificado para MMHg ... 143 Figura 33 - Concentrações de MMHg nas amostras de liteira, solos superficiais antes da queimada e cinzas de CJ ... 144 Figura 34 - Concentrações de MMHg nos solos antes e depois da queimada para as
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Tipos de horizontes de solos amostrados nos diferentes pontos amostrais ... 49 Tabela 2 - Condições operacionais do equipamento de ICP-MS para determinação
quantitativa de AsO... 55 Tabela 3 - Condições operacionais do cromatógrafo líquido para a separação das espécies de As e posterior detecção por ICP-MS ... 57 Tabela 4 – Variações nos valores obtidos para os limites de detecção e quantificação obtidos para a determinação das diferentes espécies de As estudadas ao longo dos 8 dias de análiss ... 61 Tabela 5 - Concentrações de As (µg L-1) em amostras de águas subsuperficiais coletadas
nos lisímetros e no entorno dos três tipos de lagoas salinas avaliadas ... 63 Tabela 6 – Parâmetros físico químicos, concentrações de íons majoritários e compostos de carbono das amostras de águas superficiais e de solos (N=54) ... 66 Tabela 7 – Abundância relativa dos diferentes isótopos estáveis de Hg ... 82 Tabela 8 – Biomassa queimada por área experimental e respectivas massas de cinzas dos experimentos de AF ... 100 Tabela 9 - Biomassa queimada por área experimental e respectivas massas de cinzas dos experimentos de AF ... 101 Tabela 10 – Condições operacionais do MC-ICP-MS durante as análises da composição isotópica do Hg ... 109 Tabela 11 - Condições operacionais do sistema de GC-ICP-MS para determinação
quantitativa das espécies de Hg ... 111 Tabela 12 – Análises dos diferentes MRC com as diferentes curvas analíticas adotadas e respectivas figuras de mérito ... 114 Tabela 13 – Concentrações médias de Hg ([Hg]) obtidas nas análises de 2014 no GQA e em 2018 no IPREM e respectivas recuperações ... 114 Tabela 14 - CI do MRC NIST 8610 e materiais de referência (MR) BCR 482, IAEA 336 e IAEA 405 obtidas ao longo das análises por MC-ICP-MS comparados com outros valores da literatura ... 117 Tabela 15 - CI das triplicatas de amostras decompostas e analisadas por MC-ICP-MS comparados com outros valores da literatura... 118 Tabela 16 – Valores de FESolos, FEBM e massas de Hg nas cinzas e atmosfera para cada
uma das 9 áreas experimentais avaliadas e valor médio ... 140 Tabela 17 – Composição isotópica média obtida para os solos, liteira e cinzas e calculada para a atmosfera durante o experimento de queima de Candeias do Jamari ... 141 Tabela 18 - Concentrações de HgTot, MMHg e porcentagem de MMHg nas amostras de
solos ... 145 Tabela 19 - Concentrações de HgTot, MMHg e porcentagem de MMHg nas amostras de
solos superficiais removendo-se a área experimental 11 ... 147 Tabela 20 – Dados da literatura sobre concentrações de HgTot, MMHg e porcentagem do
MMHg em amostras provenientes de florestas alagadas (FFA) e de terra firme (FFT) na Amazônia ... 148 Tabela 21 - Concentrações de HgTot, MMHg e porcentagem do MMHg em relação ao HgTot
Tabela 22 – Valores de FE (MMHg)BM, FE(MMHg)Solos e massas de MMHg nas cinzas e
LISTA DE ABREVIATURAS, ACRÔNIMOS E SIGLAS
AAS - Espectrometria de absorção atômica, do inglês “Atomic absorption spectrometry”;
AF – Alta Floresta;
AFS - Espectrometria de fluorescência atômica, do inglês “Atomic fluorescence spectrometry”;
AMAP/UNEP – Programa de avaliação e monitoramento do Ártico - Programa ambiental das nações unidas, do inglês “Arctic Monitoring and Assessment Program - United nations environmental program”;
AsB – Arsenobetaína; CI – Composição Isotópica; CJ – Candeias do Jamari;
CVG - Sistema de geração de vapor frio, do inglês “Cold Vapor Generation”. DMA – ânion dimetilarsenato;
DSN – Sistema nebulizador de dessolvatação, do inglês “Desolvating nebulizer system”;
EARM - Extração assistida por radiação de micro-ondas; EAU - Extração por via úmida;
EAUL - Extração assistida por ultrassom; ELL – Extração líquido-líquido;
EPA - Agência de Proteção Ambiental Norte-Americana, do inglês “Environmental Protection Agency”.
ERO – Espécies reativas de oxigênio; ESL - Extração sólido-líquido;
ETA - Extração em temperatura ambiente; EUA – Estados Unidos da América;
FAO – Organização das Nações Unidas para Agricultura e Alimentação, do inglês “Food and agriculture organization of the united nations”;
FFA - Florestas fluviais alagadas; FPS - Florestas de plantio secundário; FS - Florestas de savanas;
FTF - Florestas de terra;
GC-ICP-MS - Cromatografia gasosa hifenada a espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado, do inglês “Gas chromatography - Inductively coupled plasma - mass spectrometry;
GEM – Mercúrio elementar gasoso, do inglês “Gaseous Elemental Mercury” GEPAM – Grupo de espectrometria, preparo de amostra e mecanização; GQA – Grupo de Química Ambiental;
HA – Horizonte “A” do solo; HO – Horizonte “O” do solo;
HPA - Sistema mineralizador de amostras, do inglês “Hot pressure asher”
IAEA – Agência Internacional de Energia Atômica, do inglês “International Atomic Energy Agency“;
IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística; IC - Carbono inorgânico, do inglês “Inorganic carbon";
ICP OES – Espectrometria de emissão óptica com plasma indutivamente acoplado, do inglês “Inductively coupled plasma - optical emission spectrometry”;
ICP-MS - Espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado, do inglês “Inductively coupled plasma - mass spectrometry”;
IPREM - Instituto de Ciências Analíticas e Físico-Química do Meio Ambiente e Materiais, do francês “Institut des Sciences Analytiques et de Physico-Chimie pour l'Environnement et les Matériaux”;
IUPAC - União Internacional da Química Pura e aplicada, do inglês “International Union of Pure and Applied Chemistry”;
LC – Cromatografia Líquida, do inglês “Liquid chromatography”;
LC-HG-AFS - Cromatografia líquida hifenada a um espectrômetro de fluorescência atômica com um sistema de introdução de amostras por geração de hidreto, do inglês “Liquid chromatography – hydride generation - Atomic fluorescence spectrometry”;
LC-ICP-MS - Cromatografia líquida hifenada a espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado, do inglês “Liquid chromatography - Inductively coupled plasma - mass spectrometry”;
LD – Limite de detecção; LQ – Limite de quantificação; m/z = Razão massa sobre carga; MA – Maranhão;
MC-ICP-MS - Espectrômetro de massas com plasma indutivamente acoplado com detector do tipo multicoletor, do inglês “Multicollector - Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometer”;
MDF - Fracionamento Dependente da Massa, do inglês “Mass Dependent Fractionation”;
MIF - Fracionamento Independente da Massa, do inglês “Mass Independent Fractionation”;
MMA - ânion monometilarsenato; MMHg – Cátion monometilmercúrico; MO - Matéria orgânica ;
MO – Matéria Orgânica;
MRC – Material de referência certificado; MRC – Material de referência;
MS - Espectrometria de massas, do inglês “Mass spectrometry”; MT - Mato Grosso;
MT - Mato Grosso;
NIST – Instituto Norte-Americano de padronização e tecnologia, do inglês “National Institute of Standards and Technology”;
NS – Não significativo;
OC – Carbono orgânico, do inglês “Organic carbon"; OMS – Organização Mundial da Saúde;
OMS – Organização Mundial da Saúde; PA – Pará;
PBM – Mercúrio ligado ao material particular, do inglês “Particulate Bound Mercury” pH – Potencial hidrogeniônico;
RO – Rondônia;
RPq - Parâmetro de rejeição q, do inglês “Rejection parameter q”; RSD – Desvio padrão relativo, do inglês “Relative standard deviation”; SNC – Sistema Nervoso Central;
TC – Carbono total, do inglês “Total carbon"; TO – Tocantins;
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO GERAL ... 21
2 OBJETIVOS GERAIS DA TESE ... 25
PARTE 1 – O ARSÊNIO NA NHECOLÂNDIA, PANTANAL BRASILEIRO: SUA ESPECIAÇÃO E FATORES RELACIONADOS ... 26
1 INTRODUÇÃO ... 27
2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ... 30
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ... 31
3.1 O CICLO GEOQUÍMICO DO As... 31
3.2 A TOXICIDADE DO As E SUAS ESPÉCIES ... 32
3.3 O As EM AMBIENTES AQUÁTICOS ... 34
3.4 A NHECOLÂNDIA E O As ... 38
3.5 MÉTODOS ANALÍTICOS PARA A ANÁLISE DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA DOS ELEMENTOS ... 39
3.6 ANÁLISES DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO As ... 41
4 PARTE EXPERIMENTAL ... 45
4.1 AREA DE ESTUDOS E AMOSTRAGEM ... 45
4.2 PARTE EXPERIMENTAL EM LABORATÓRIO... 50
4.2.1 Materiais, reagentes e equipamentos... 50
4.2.2 Preparo de amostra ... 51
4.2.3 Método de decomposição adotado paras sedimentos ... 52
4.2.4 Método de decomposição adotado para solos ... 53
4.2.5 Determinação dos teores de As Total ... 53
4.2.5.1 Determinação das concentrações de As Total por ICP-MS ... 53
4.2.5.1.1 Otimização das determinações de As total por ICP-MS ... 54
4.2.5.1.2 Determinações do As total por ICP-MS nas amostras ... 54
4.2.5.2 Determinação das concentrações de As total por HG-AFS ... 55
4.2.6 Determinação da especiação química do As ... 56
4.2.7 Determinação dos teores de carbono... 57
4.2.8 Determinação dos íons majoritários por cromatografia iônica ... 58
5 RESULTADOS ... 60
5.1 ESTUDOS DA CONFIABILIDADE ANALÍTICA DAS DETERMINAÇÕES DE AS ... 60
5.2 CONCENTRAÇÕES DE As e TC NAS LAGOAS SALINAS E SEUS ARREDORES ... 61
5.3 ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO As ... 64
5.4 CONCENTRAÇÕES DE ÍONS MAJORITÁRIOS, pH E OUTROS PARÂMETROS ... 65
6.1 A PRESENÇA DO As NA NHECOLÂNDIA ... 67
6.2 A ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO As E FATORES QUE INFLUENCIAM A RETENÇÃO DO As NAS ÁGUAS ... 70
7 CONCLUSÕES PARCIAIS ... 74
PARTE 2 – ESTUDOS DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA E COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DO MERCÚRIO NA FLORESTA AMAZÔNICA E SEU COMPORTAMENTO DURANTE QUEIMADAS DA FLORESTA ... 75
1 INTRODUÇÃO ... 76
2 OBJETIVOS ... 79
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ... 80
3.1 AS ESPÉCIES DO Hg E SUA TOXICIDADE ... 80
3.2 OS ISÓTOPOS DO Hg E OS PROCESSOS DE FRACIONAMENTO ISOTÓPICO ... 82
3.3 O CICLO DO Hg NO AMBIENTE ... 86
3.4 A IMPORTÂNCIAS DAS FLORESTAS NO CICLO BIOGEOQUÍMICO DO Hg 88 3.5 A ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO Hg EM AMBIENTES DE FLORESTA ... 91
3.6 A COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DO Hg EM AMBIENTES DE FLORESTA ... 93
3.7 MÉTODOS ANALÍTICOS PARA A DETERMINAÇÃO DA COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DO Hg ... 96
4 ... PARTE EXPERIMENTAL ... 98
4.1 ÁREA DE ESTUDO ... 98
4.2 EXPERIMENTOS DE QUEIMA E AMOSTRAGEM ... 99
4.3 PREPARO DE AMOSTRA E ANÁLISES PRÉVIAS ... 102
4.4 MATERIAIS, REAGENTES E EQUIPAMENTOS ... 102
4.5 DETERMINAÇÃO DO Hg TOTAL ... 105
4.6 DETERMINAÇÕES DA COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DO Hg ... 106
4.6.1 Métodos de decomposição ... 106
4.6.2 Determinação da composição isotópica por CVG-MC-ICP-MS ... 108
4.7 ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO Hg ... 110
4.8 TRATAMENTOS COMPUTACIONAIS E ESTATÍSTICOS... 112
5 RESULTADOS ... 113
5.1 COMPARAÇÕES ENTRE AS CONCENTRAÇÕES DE Hg TOTAL DE 2013-2014 COM AS DE 2017-2019 ... 113
5.2 DETERMINAÇÃO DA COMPOSIÇÃO ISOTÓPICA DO Hg ... 116
5.2.1 Estudos da confiabilidade analítica das análises da composição isotópica e métodos de decomposição ... 116
5.2.2 Resultados das determinações da composição isotópica do Hg durante a queimada. ... 119
5.2.3 Discussões sobre a composição isotópica do Hg entre as localidades da Amazônia e suas mudanças durante queimadas de floresta ... 126
5.2.3.1 A composição isotópica do Hg encontrada nas diferentes amostras e suas origens... 126 5.2.4 Estimativa da composição isotópica do Hg emitido ... 135 5.3 DETERMINAÇÕES DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO Hg ... 142 5.3.1 Estudos da confiabilidade analítica das determinações da especiação química do Hg ... 142 5.3.2 Especiação química do Hg em amostras coletadas antes e depois da
queimada de floresta em Candeias do Jamari ... 144 5.3.3 Discussões acerca da especiação química do Hg na Amazônia a suas
mudanças durante queimadas de floresta... 147 5.3.3.1 Comparações dos teores de MMHg obtidos com outros trabalhos na
literatura ... 147 5.3.3.2 Estimativas das deposições de MMHg via liteira na Amazônia ... 150 5.3.3.3 Estimativas das perdas de MMHg em função de queimadas na Amazônia 152 7 CONCLUSÕES PARCIAIS ... 154 8 ... CONSIDERAÇÕES FINAIS... 156 REFERÊNCIAS ... 158 ANEXOS ... 180
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1 INTRODUÇÃO GERAL
Os biomas brasileiros da Amazônia e do Pantanal são importantes ecossistemas no âmbito mundial, sendo ambos classificados entre os biomas com as maiores taxas de biodiversidade no mundo (IBGE, 2004). Ambos diferem fortemente em sua constituição e formação, sendo o primeiro uma floresta tropical dividida em, pelo menos, 4 tipos característicos de floresta (Saatchi et al., 2007) e o segundo a maior planície alagável do mundo (Por, 1995). No Brasil, esses biomas possuem diferentes localizações e extensões, sendo a floresta Amazônica considerada o maior bioma brasileiro, ocupando cerca de 49,29% do território (4.196.943 km²), e o pantanal o menor bioma, ocupando 1,76 % (150.355 km²) (IBGE, 2004). Ambos são localizados no Norte e Noroeste Brasileiro (Fig. 1) e em função do isolamento geográfico e distância dos grandes centros, essas regiões foram pouco exploradas pelo homem, o que resulta em conhecimentos escassos a respeito de diversas áreas de pesquisa nesses ambientes.
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Uma área de conhecimentos escassos nessas regiões é a especiação química dos elementos. De acordo com a IUPAC (União Internacional da Química Pura e aplicada, do inglês “International Union of Pure and Applied Chemistry”), a análise da especiação química corresponde à avaliação das diversas formas que um elemento químico pode existir no meio, seja variando sua composição isotópica, estado de oxidação, e/ou estruturas complexas ou moleculares (Templeton Douglas et al., 2000). A especiação de um elemento químico no meio é uma informação importante em função das diferentes propriedades que cada espécie pode possuir, afetando sua mobilidade no meio ambiente, toxicidade, biodisponibilidade, atividade biológica, e atividades físicas e químicas do elemento no meio (Cornelis et al., 2004; Kiss et al., 2017). Como exemplo, tem-se as espécies do elemento cromo com carga 3+ e 6+ (Cr(III) e Cr(VI), respectivamente). A diferença nas cargas desses átomos provoca desdobramentos diferentes no campo cristalino, ocasionando em orbitais moleculares diferenciados, reatividades diferentes e consequentemente toxicidades diferentes para a biota (Kiss et al., 2017), sendo o Cr(III) um micronutriente para a saúde humana enquanto o Cr(VI) um poderoso agente teratogênico e mutagênico (Cornelis et al., 2004).
Essa área de pesquisa se desenvolveu muito nos últimos 30 anos à medida que novas ferramentas analíticas surgiram e foram aperfeiçoadas. Essas ferramentas vem permitindo a identificação bem como a descoberta de diferentes espécies nas quais os elementos podem ocorrer no meio, de modo que esse campo de pesquisa vem crescendo em sua importância na comunidade científica (Templeton Douglas et al., 2000; Cornelis et al., 2004; Amde et al., 2016; Kiss et al., 2017)
Nessa temática, os elementos Arsênio (As) e Mercúrio (Hg) são figuras constantes nos estudos de especiação química visto que ambos os elementos possuem elevada toxicidade para a biota (OMS, 2018), com o grau de toxicidade variando entre suas diferentes espécies.
O As é um elemento de alto potencial tóxico que pode estar presente no meio sob quatro estados de oxidação: -3, 0, +3 e +5. Esse metaloide pode ser encontrado em diversas espécies químicas e é comumente encontrado em rochas e formações geológicas nas suas formas inorgânicas com estado de oxidação -3 ou +3 (As (III)) ou +5 (As (V))(Smedley e Kinniburgh, 2002; Wenzel, 2013). Em ambientes anóxicos, a espécie predominante é o As (III) e em ambientes oxidantes, como a atmosfera e
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águas superficiais, o As (V) (Gorny et al., 2015)). A toxicidade dos seus compostos é elevada, sendo as espécies de As (III) mais tóxicas que as de As (V) (Komorowicz e Barałkiewicz, 2011)). Espécies orgânicas como os ânions dimetilarsenato (DMA) e monometilarsenato (MMA) são cerca de 100 vezes menos tóxicas que as espécies inorgânicas. Já a arsenobetaína (AsB), principal produto do metabolismo do As acumulado em peixes e outras espécies aquáticas, é considerada a espécie menos tóxica desse elemento (Sadee et al., 2015).
O Hg por sua vez pode ser encontrado no meio em três estados de oxidação: Hg (0), Hg (I) e Hg (II). Na geosfera, hidrosfera e na biota, o estado predominante desse elemento é o Hg (II), o qual pode se ligar com ligantes inorgânicos (Cl-, NO3-, SCN-, CN-, I- entre outros) e orgânicos (os íons metil, etil e fenil ou ainda com ligantes complexos como substâncias húmicas (AMAP/UNEP, 2013; Jiang et al., 2014; Coulibaly et al., 2016; Bravo et al., 2018). Na atmosfera a espécie predominante é o mercúrio elementar (Hg0), que possui uma elevada pressão de vapor, é pouco solúvel em água de chuva e pouco reativo, o que lhe confere um tempo de residência da ordem de um ano nesse compartimento (Selin, 2009; Pirrone, Hedgecock, et al., 2010) permitindo que ele seja transportado à longa distância. No que tange à toxicidade desses compostos, as espécies orgânicas de Hg são significativamente mais tóxicas que as demais. Desses destaca-se o cátion monometilmercúrico (MMHg), que é a espécie considerada mais tóxica desse elemento. Diversos casos de contaminação do ser humano e da biota vinculados com esse composto são diagnosticados na literatura (Clarkson e Magos, 2006; AMAP/UNEP, 2013).
No que tange aos isótopos desses elementos, o As é um elemento monoisotópico no meio (75As) enquanto o Hg possui 7 isótopos estáveis na natureza (196Hg, 198Hg, 199Hg, 200Hg, 201Hg, 202Hg e 204Hg). A abundância relativa dos isótopos de Hg varia entre 0,15 % (para o 196Hg) e 29,86% (para o 202Hg), com cerca de 4 % de diferença entre as massas de cada um dos diferentes isótopos (Sonke, 2011). Certos fenômenos físicos ou químicos podem provocar o enriquecimento de um isótopo em comparação com outros, o que permite que os resultados de estudos da composição isotópica do Hg sirvam como possíveis traçadores das fontes do Hg em um meio.
Avaliando-se o meio ambiente, todas essas espécies podem coexistir em equilíbrio e a sua diferenciação e identificação traz importantes informações a respeito
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do meio, como a quais espécies de As ou Hg a biota local pode estar exposta e quais as possíveis fontes dessas espécies no meio (Cornelis et al., 2004; Wiederhold, 2015; Kiss et al., 2017).
Com base nessas informações e nas diferenças das temáticas, dividiu-se essa tese em duas partes distintas: a PARTE 1, que diz respeito a distribuição e especiação do As no Pantanal da Nhecolândia; a PARTE 2, que trata da análise da especiação química e da composição isotópica do Hg em amostras de solos, folhas e cinzas provenientes de queimadas na floresta Amazônica. Essa tese foi desenvolvida por meio de um acordo de cotutela entre a Universidade Estadual de Campinas e a Universidade de Pau et des Pays de L’Adour, Pau, França.
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2 OBJETIVOS GERAIS DA TESE
Definem-se como objetivos gerais da primeira parte a investigação da hidrogeoquímica do Arsênio na Nhecolândia, Sul do Pantanal Brasileiro, observando-se as espécies predominantes e quais os parâmetros/compostos geoquímicos que observando-se correlacionam com a distribuição do As nesse ambiente.
Os objetivos gerais da segunda parte são a análise da especiação química e composição isotópica do Hg encontrado em amostras de solos, vegetação, serapilheira e cinzas da região da floresta amazônica, visando a investigação das espécies predominantes nesse ambiente e as mudanças provocadas nessas espécies em decorrência de queimadas de floresta. Os objetivos específicos serão descritos separadamente em cada parte da tese.
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PARTE 1 – O ARSÊNIO NA NHECOLÂNDIA, PANTANAL BRASILEIRO: SUA ESPECIAÇÃO E FATORES RELACIONADOS
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1 INTRODUÇÃO
O Pantanal é uma planície alagável que se localiza no centro-oeste brasileiro, estendendo-se também em território Boliviano e Paraguaio, onde recebe diferentes denominações. Esse bioma compreende uma área de aproximadamente 150 000 km² durante a época de cheias, fazendo parte da bacia hidrográfica do Alto Paraguai e seus afluentes (Junk et al., 2009). Essa grande bacia em combinação com o regime de chuvas que afeta a região possibilita a existência de um bioma único em termos de geomorfologia e biodiversidade. Entretanto, devido à sua extensão, diferentes composições sedimentares, diversos leques aluviais e distribuição de fatores climáticos, diversas microrregiões distintas são observadas nesse bioma (MMA, 2019). Dessas microrregiões destaca-se a região da Nhecolândia, localizada no sul do Pantanal entre os rios Taquari e Negro (Fig. 2).
Figura 2 – Bacia do Alto Paraguai e a localização da Nhecolândia no Pantanal Brasileiro
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A Nhecolândia comporta cerca de 26.921 km² com uma miríade de lagoas de até 2 metros de profundidade, as quais passam por regimes anuais de cheias e secas, com aproximadamente 14.500 lagoas de água doce e 500 salobras, sendo estas últimas denominadas “salinas” (Da silva e Abdon, 1998; Guimarães et al., 2014). Estas oscilações sazonais, combinadas a uma forte variabilidade geoquímica, geram uma elevada heterogeneidade ambiental. Como consequência, essa microrregião do Pantanal apresenta uma grande diversidade de flora e fauna, possuindo maior riqueza e abundância de espécies selvagens que o restante do Pantanal (Donatelli et al., 2014).
A Nhecolândia também está inserida em uma região com ausência de planos de ocupação dos solos, com problemas decorrentes da implantação de projetos de desenvolvimento continental, do desmatamento para produção de carvão vegetal, da agricultura extensiva, que conta com a utilização excessiva de fertilizantes e pesticidas, e, principalmente, da pecuária extensiva, que é a principal fonte de renda da região (IBGE, 2014). Consequentemente, não somente a população local pode ser afetada por possíveis contaminantes encontrados nessa região, mas também todos os consumidores dos produtos gerados nessas localidades (Guimarães et al., 2014).
Em trabalhos preliminares realizados em águas de salinas de uma fazenda da Nhecolândia, Barbiéro et al. (2007) encontrou concentrações elevadas de Arsênio total (AsTot), com níveis de até 3 mg L-1. Esses valores se encontram acima dos padrões brasileiros de qualidade para águas doces e salinas de classe 2, cujos valores limites são, de 10 µg L-1 e 69 µg L-1, respectivamente.Em comparação, nas lagoas de águas doces, as concentrações foram mais baixas, ficando abaixo do limite máximo permitido brasileiro.
Esses autores sugerem que as altas concentrações de vários elementos, as altas condutividades (até 15.000 µS cm-1) e os altos pH (até 10,5) nas lagoas salinas se devem ao regime de secas/cheias do Pantanal que, por meio da evaporação, leva a uma pré-concentração dos diferentes elementos presentes nas águas doces que alimentam o sistema (agua do lençol freático e de chuva). Entretanto, para que se confirme a origem endógena e inorgânica do As nessa região, dados da especiação e da distribuição do As nessa região são necessários.
Em seu trabalho de 2007, Barbiéro et al. (2007) avaliou o potencial redox encontrado nas salinas e seus entornos como uma potencial forma de especiação,
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sugerindo por meio da combinação dos potenciais obtidos com o diagrama de distribuição redox das espécies de As que a espécie predominante nesse meio seria o As(V), na forma do ânion Arsenato (AsO3-), que tem como origem majoritária rochas e solos (Wenzel, 2013). Entretanto, nenhum trabalho na literatura avaliou a especiação do As nesse ambiente, confirmando ou não as hipóteses propostas por Barbiéro et al. (2007), e nunca foi investigada a dispersão dessas espécies nesse ambiente. Em função da falta de conhecimentos nessa temática nessa região, propuseram-se os objetivos dessa parte da tese.
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2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Os objetivos dessa parte da tese visam a análise de amostras de água (superficiais e do lençol suspenso), sedimentos e solos de lagoas alcalino-salinas e dos seus entornos, da Nhecolândia, visando compreender a dispersão do As nesse ambiente lacustre. Com essa finalidade, os seguintes objetivos específicos foram elencados:
1. Propor métodos de determinação do AsTot para amostras de água, sedimentos e solos;
2. Realizar as análises de AsTot nas amostras de águas das lagoas, águas de lençol suspenso sedimentos e solos.
3. Propor um método de análise da especiação química de cinco espécies de As (AsB, As(III), DMA, MMA e As(V)) em amostras de água;
4. Realizar as análises de especiação química nas amostras de águas das lagoas e águas de águas de lençol suspenso.
5. Relacionar as concentrações de As e suas espécies com os outros componentes químicos presentes nas amostras da Nhecolândia, visando compreender melhor a hidrogeoquímica do As nessa região.
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3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 O CICLO GEOQUÍMICO DO As
O As é um metaloide presente em todos os compartimentos ambientais, podendo se transferir entre esses compartimentos (Mandal e Suzuki, 2002; Chen et al., 2016). Esse elemento é considerado o vigésimo elemento em termos de abundância na crosta terrestre, décimo quarto nos oceanos e décimo segundo no corpo humano (Mandal e Suzuki, 2002). Sua presença na crosta e solos está fortemente ligada com a formação geológica das rochas, de modo que diversas localidades do globo são marcadas por elevadas concentrações desse elemento nas rochas (Herath et al., 2016; Mukherjee et al., 2019). Nos solos e na crosta terrestre as principais espécies químicas de Arsênio são os sulfetos (As2S3 ou As2S5), arsenatos (AsO43-) e arsenitos (AsO33-), os quais se ligam a metais ou compostos orgânicos (Mandal e Suzuki, 2002).
Em meios aquáticos, fenômenos naturais ou antrópicos podem solubilizar essas espécies, resultando em elevados teores de As em águas superficiais e subterrâneas de certas regiões do globo terrestre (Mukherjee et al., 2006; Herath et al., 2016; Mukherjee et al., 2019). Processos antrópicos e/ou naturais podem também transferir espécies de As da superfície terrestre para a atmosfera, emitindo-se principalmente as espécies do óxido de arsênio (As2O3) e a arsina (AsH3) (Chen et al., 2016). Uma vez na atmosfera essas espécies podem ser depositadas em meios aquáticos ou terrestres, compondo assim o ciclo desse elemento no meio. Além das fontes naturais de espécies de As no meio, destacam-se como principais fontes antrópicas de As a mineração, a combustão de combustíveis fósseis e a utilização de compostos de As como agrotóxicos (Chen et al., 2016; Wang et al., 2018).
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3.2 A TOXICIDADE DO As E SUAS ESPÉCIES
Em termos de espécies químicas de As com relevância ambiental se destacam os ânions inorgânicos arsenito (As(III)) e arsenato (As(V)) e os compostos orgânicos, os ânions dimetilarsenato (DMA), monometilarsenato (MMA) e Arsenobetaína (AsB), cujas estruturas moleculares são dada na figura 3.
Figura 3 – Estrutura molecular das principais espécies químicas de As
Dessas espécies, o As(III) e o As(V) são aquelas encontradas em maiores concentrações no meio uma vez que são resultantes dos processos de solubilização do As inorgânico da crosta terrestre em águas subterrâneas e sistemas aquáticos (Singh et al., 2015; Herath et al., 2016). Estas espécies coexistem em um equilíbrio da especiação química do As, de modo que fatores como pH, potencial químico, componentes bióticos e abióticos determinam qual dessas espécies será predominante em um determinado ambiente (Sharma e Sohn, 2009).
Genericamente, a toxicidade das espécies inorgânicas de As se dá pelo fato que estas possuem semelhanças nas suas estruturas (simetria, número de oxidação,
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etc.) com outros macronutrientes, como fosfatos, compostos de silício, proteínas, entre outros (Farooq et al., 2016). Isto permite que o As penetre nos organismos pelos mecanismos de captação e transporte dessas substâncias e interfira no metabolismo uma vez que suas espécies não executam as mesmas funções biológicas que fosfatos e outras espécies químicas (Farooq et al., 2016; Minatel et al., 2018).
A metabolização das espécies inorgânicas de As segue uma série de etapas de biotransformação nos organismos, de modo que o As(V) é reduzido a As(III) em ambiente extracelular, é transportado para o ambiente intracelular e então consecutivamente metilado, formando espécies como o MMA e o DMA (Taylor et al., 2017). Em função dessa necessidade de redução do As(V) à As(III) durante o metabolismo celular, espécies de As(III) são significativamente mais tóxicas que aquelas do As(V) visto que seu metabolismo possui uma etapa a menos que o As(V) (Farooq et al., 2016; Minatel et al., 2018).
Ao formar os compostos metilados em ambiente celular após as etapas de biotransformação, esses compostos orgânicos resultam em toxicidade as organelas celulares principalmente por dois motivos:1) a metilação causa uma diminuição na distribuição da carga elétrica dos compostos, o que favorece a retenção e bioacumulação desses em ambiente celular (Hepp et al., 2017); 2) Esses compostos orgânicos de As também participam de um equilíbrio de oxidação/redução entre As(III) e As(V), agindo como aceptores/doadores de elétrons nesse equilíbrio e gerando espécies reativas de oxigênio (ERO) como resultado das reações que participam em meio celular. Estas ERO causam danos ainda maiores nas organelas celulares, resultando em mutações no DNA e até a morte celular (Sharma e Sohn, 2009; Farooq et al., 2016; Minatel et al., 2018).
Essas espécies orgânicas de As, por sua vez, quando presentes no meio extraceular não perpassam a membrana celular com tanta facilidade como as inorgânicas. Consequentemente, se ingeridas não perpassam o mesmo metabolismo, são excretadas com mais facilidade que as inorgânicas e conferem menos toxicidade aos organismos e/ou organelas (Sharma e Sohn, 2009). Quanto à excreção, ambas espécies inorgânicas e metiladas de As são excretadas via renal, de modo que estudos da especiação química do As em amostras de urina relatam a presença de todas essas espécies (Navas-Acien et al., 2011).
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As espécies metiladas constituem as principais formas de As que podem ser encontradas acumuladas em organismos aquáticos, tais como peixes e organismos bentônicos, em função da sua capacidade de se bioacumular nos organismos (Taylor et al., 2017). Nesses, a AsB também é encontrada, de modo que essa espécie recalcitrante de As já não oferece toxicidade aos organismos, sendo formada como produto final das subsequentes metilações (Sharma e Sohn, 2009; Taylor et al., 2017). Os principais efeitos causados pelas espécies de As se estendem por todo o organismo, envolvendo problemas no sistema cardiovascular e nervoso, lesões nos rins e pele e diversos tipos de câncer (Mohammed Abdul et al., 2015; Minatel et al., 2018). Os sintomas são semelhantes em exposições crônicas e agudas, porém destaca-se que exposições agudas tem evolução mais rápida, podendo ocasionar a morte dos indivíduos expostos em curtos intervalos de tempo (Mohammed Abdul et al., 2015).
3.3 O As EM AMBIENTES AQUÁTICOS
Fazendo-se uma revisão bibliográfica a respeito das fontes de As em ambientes aquáticos, nota-se que a principal fonte apontada para águas subterrâneas e superficiais é a solubilização do As geogênico, como apontado em diversos artigos de revisão nessa temática já publicados até o momento (Mandal e Suzuki, 2002; Mukherjee et al., 2006; Sharma e Sohn, 2009; Bundschuh et al., 2012; Gorny et al., 2015; Herath et al., 2016; Mukherjee et al., 2019).
Uma representação das áreas do mundo com aquíferos sedimentares, cinturões orogênicos e suas relações com as elevadas concentrações de As em águas subterrâneas e geotérmicas foi elaborada por Mukherjee et al. (2019) (fig. 4). Esses autores indicam que regiões enriquecidas com As em águas subterrâneas e geotérmicas estão comumente localizadas em regiões de fronteira de placas tectônicas, onde processos de extrusão e soerguimento das placas implicam na exposição do As geogênico, o que facilita sua mobilização nessas localidades e nos aquíferos em seus entornos (Mukherjee et al., 2019). Desse modo, esses processos resultam em altas concentrações (mais de 100 mg kg-1 em sedimentos e 100 µg L-1
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em águas) encontradas em ambientes aquáticos de regiões da América do Sul, América Central (Bundschuh et al., 2012), Asia (Mukherjee et al., 2006), Europa (Tarvainen et al., 2013) entre outras regiões em outros continentes.
A principal rota de exposição a compostos de As se dá por meio da ingestão de águas contaminadas (Naujokas et al., 2013), o que ressalta a importância desse compartimento no ciclo desse contaminante. De acordo com levantamentos da organização mundial da saúde (OMS) mais de 170 milhões de pessoas estão expostas a níveis de As em águas acima dos limites considerados aceitáveis, que para esse órgão internacional e outros órgãos regulamentadores é de 10 µg L-1 para água de consumo humano (Brasil, 2005; OMS, 2008; EUA, 2009).
Figura 4 – Mapa da distribuição dos principais aquíferos do mundo, configurações tectônicas e áreas
com altas concentrações de As já diagnosticadas em águas subterrâneas ou geotérmicas Fonte: Adaptado de Mukherjee et al. (2019)
A presença do As em ambientes aquáticos pode estar também relacionada com a presença de fontes antrópicas, tais como efluentes urbanos, industriais, mineração
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ou provenientes da agricultura. Caumette et al. (2011) estudaram lagos de uma região canadense impactada por mineração de carvão, obtendo concentrações de As de até 698 ± 2 mg kg-1 em sedimentos e 250 ± 100 µg L-1 em águas superficiais. No Brasil, na região do quadrilátero ferrífero de Minas gerais, concentrações de até 4500 mg kg -1 e 350 µg L-1 foram encontradas em sedimentos e águas, respectivamente, da região de escoamento de antigas minas de ouro (Borba et al., 2003). Entretanto, o As com origens antrópicas pontuais costuma ter efeitos locais, de modo que em outros estudos na região do quadrilátero ferrífero, mas em regiões não impactadas pela mineração, concentrações do mesmo nível que ambientes não contaminados (abaixo de 40 mg kg-1) foram também encontradas em sedimentos (Matschullat et al., 2007).
Apesar da proximidade das fontes de As ser relevante nessa temática, ela não é o único fator que influencia a presença do As na água. Em ambientes aquáticos, o As possui um equilíbrio de partição, sorção e precipitação com as espécies químicas presentes nos ambientes. Desse modo, a presença de matéria orgânica, argilas, óxidos metálicos, sulfetos e outros compostos podem impactar esses meios (Sharma e Sohn, 2009; Herath et al., 2016). Não obstante, a sorção/precipitação do As em solução é dependente da especiação química do As no meio, visto que o As(III) e o As(V) se ligam de maneiras diferentes a cada um desses compostos (Sharma e Sohn, 2009). Desse modo, fatores que influenciem a especiação química do As influenciarão também a partição/sorção/precipitação desses compostos.
No que tange à especiação química do As em ambientes aquáticos, observa-se que a formação do As(III) é favorecida em ambientes redutores, comumente ricos em óxidos de ferro e/ou anóxicos, como águas subterrâneas e leitos de rios/lagos. Já a formação de As(V) é favorecida em ambientes oxidantes, ricos em espécies oxigenadas e sulfuradas, como águas superficiais. Microorganismos possuem um papel fundamental na especiação do As, de modo que podem intermediar reações de interconversão das espécies.(Herath et al., 2016).
O As(III) e As(V) possuem equilíbrios de sorção e precipitação diferenciados, de modo que o pH influencia fortemente nesses processos. O As(III) é a espécie mais solúvel de As uma vez que possui menor potencial de sorção em diferentes sítios ativos. Para essa espécie a sorção ocorre principalmente em óxidos de Fe, de modo que a medida que se aumenta o pH, o potencial de sorção também aumenta (Goldberg, 2002; Sharma e Sohn, 2009). Para essa espécie o equilíbrio de
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precipitação pode ser influenciado pelo pH, uma vez que em pH baixo (<5) a dissolução de sulfetos de As(III) pode ser favorecida, aumentando as concentrações de As dissolvido na coluna d’água nessas condições. Entretanto, destaca-se que essas condições são pouco encontradas no ambiente e a dissolução de sulfetos dificilmente ocorre (Sharma e Sohn, 2009).
O As(V), por outro lado, pode se adsorver em uma série de compostos diferenciados (óxidos metálicos diversos, matéria orgânica e argilas) porém a medida que o pH aumenta (>8), seu potencial de sorção diminui e se observam aumentos nas concentrações de As(V) na coluna d’água (Dehbandi et al., 2019). Quanto aos equilíbrios de precipitação do As(V), observa-se que a formação de arsenatos insolúveis é pouco favorecida quando comparada com a sorção, permanecendo essas espécies na coluna d’água (Sharma e Sohn, 2009). Para ilustrar essa complexa geoquímica, um esquema resumindo os equilíbrios de partição, sorção e precipitação das espécies de As no meio é dado na figura 5.
Figura 5 – Esquema das principais espécies químicas de As presentes nos equilíbrios de partição,
sorção e precipitação do As.
Fonte: Adaptado de Sharma e Sohn (2009)
Além desses fatores, destaca-se também a possível influência de regimes climáticos no potencial de acumulação de As em um ambiente aquático. Ambientes
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que sofrem a influência de altas taxas de evaporação podem resultar em processos de acumulação de sais, dentre esses o As (Barbiéro et al., 2007; Ryu et al., 2010; Dehbandi et al., 2019).
3.4 A NHECOLÂNDIA E O As
Delimitada pelos rios Taquari, Negro e Paraguai, na região sul do Pantanal nos estados do Mato Grosso e Mato Grosso do Sul (Brasil), está localizada a região da Nhecolândia. Essa região se estende por cerca de 24.000 km² e se diferencia de outras do bioma Pantaneiro por possuir cerca de 15.000 lagoas (Furian et al., 2013). Apesar da Nhecolândia estar cercada de grandes rios, há pouco contato entre esses rios e lagoas visto que a região é cortada por pequenas elevações cobertas de vegetação, chamadas de cordilheiras. A dispersão de água nesses ambientes ocorre subsuperficialmente por solos arenosos ou por vales de drenagem entre as lagoas, chamados de vazantes (Furian et al., 2013).
Nessa região as estações climáticas se dividem em estações chuvosas (de novembro a março) e secas (de junho a setembro), o que causa um regime sazonal de cheias nessa região. Esse fato somado com o isolamento das lagoas e as altas taxas de evaporação nessa região tropical permitiu que diversas lagoas desse ambiente adquirissem características alcalino-salinas, uma vez que o regime de cheias gera um processo de concentração dos sais presentes nas águas (Barbiero et al., 2008; Furian et al., 2013). Com isso, cerca de 500 lagoas da Nhecolândia apresentam características alcalino-salinas, e diferem das lagoas de água doce por seus pHs elevados, oscilando entre 8,5 e 10,7, altas concentrações de sais e consequentemente, alta condutividade, comumente entre 1500 a 15.000 µS cm-1.
Estudos prévios dividem as salinas em três caracterizações de acordo com o seu funcionamento biogeoquímico: lagoas salinas verdes, pretas e cristalinas (Andreote et al., 2018; Barbiero et al., 2018). Cada tipo de salina possui uma dinâmica extremamente complexa, com diferentes composições químicas (Barbiero et al., 2008), comunidades microbianas (Andreote et al., 2018), padrões de emissões de gases (Barbiero et al., 2018), entre outros. Os diferentes tipos de salinas e lagoas
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coexistem na Nhecolândia, comumente distantes de poucas centenas de metros umas das outras (Furian et al., 2013). Isso faz com que a Nhecolândia possua um ambiente muito complexo, sendo essa a região com a maior diversidade de flora e fauna de todo o Pantanal (Donatelli et al., 2014). Apesar disso, pouco se sabe sobre as causas das diferenças dessas salinas e como a existência dessas diferenças impacta o ciclo biogeoquímico de diversos elementos e componentes no meio.
No que tange ao As, já em 2007, Barbiéro et al. (2007) encontraram teores de As elevados em amostras de água de salinas da Nhecolândia, com valores de até 3 mg L-1 de As total. Em comparação, nas lagoas de águas doces, as concentrações foram mais baixas, ficando abaixo do limite máximo permitido brasileiro (10 µg L-1). Sugere-se que a presença desses teores elevados de As nas salinas se deve ao regime de concentração de sais decorrente do regime hidrológico destacado nessa região. Entretanto, faltam dados que confirmem isso e pouco se sabe a respeito de como ocorre a dispersão do As nesses ambientes, especialmente na especiação química desse elemento.
3.5 MÉTODOS ANALÍTICOS PARA A ANÁLISE DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA DOS ELEMENTOS
Análises da especiação química de elementos envolvem majoritariamente 4 etapas: 1) coleta, armazenamento e preparo de amostras, 2) extração/pré-concentração, 3) separação dos analitos e 4) detecção (Cornelis et al., 2004). A necessidade de diferentes etapas varia de acordo com a matriz e analitos escolhidos visto que aspectos como instabilidade das espécies que se deseja avaliar e a necessidade de estratégias de pré-concentração e extração dos analitos resultam em diferentes métodos a serem adotados.
Em termos de coleta e amostragem, problemas decorrentes nessas etapas podem resultar na interconversão das espécies, contaminações das amostras, perdas de analitos, entre outros (Kumar e Riyazuddin, 2010). Em função disso, recomendações básicas para esse processo envolvem coletar-se as amostras usando materiais previamente descontaminados dos analitos, em atmosfera que não interfira
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no equilíbrio das espécies, que se armazene as amostras congeladas, no escuro e pelo menor tempo possível (Cornelis et al., 2004). As amostras podem também ser secas/homogeneizadas de acordo com a necessidade de cada amostra. O método de secagem mais recomendado é a liofilização, por ser realizado a baixas temperaturas e condições brandas. No entanto, dependendo das amostras e analitos outros métodos podem ser utilizados, tais como a secagem a temperatura ambiente ou temperaturas baixas (<50ºC) (Ferreira et al., 2015; Welna et al., 2015).
Quanto a extração e pré-concentração, diferentes abordagens podem ser adotadas: 1) podem-se separar concomitantemente todas as espécies de um composto presentes em uma matriz; 2) pode se discriminar os estados de oxidação de um composto atentando-se somente aos diferentes ligantes presentes neste; 3) extrair apenas uma ou mais espécies de interesse (Welna et al., 2015). Entretanto, durante as etapas de extração e pré-concentração a interconversão das espécies também pode ocorrer, de modo que comumente se utilizam métodos brandos para evitar interconversões (Clough et al., 2016). Quanto aos métodos para se extrair os analitos, os mais utilizados atualmente são extrações sólido-líquido (ESL) ou extração líquido-líquido (ELL), extração por via úmida (EAU) extração assistida por radiação de micro-ondas (EARM); extração assistida por ultrassom (EAUL) e de extração em temperatura ambiente (ETA) (Clemens et al., 2011; Ferreira et al., 2015; De la Calle et al., 2016).
Em termos de separação, diferentes técnicas analíticas podem ser empregadas. As mais usadas atualmente são as técnicas cromatográficas em suas diferentes modalidades: Líquida (LC, do inglês “Liquid chromatography”) e gasosa (GC, do inglês “gaseous chromatography). Dessas técnicas, a LC ainda é a mais utilizada e bem documentada na literatura disponível a respeito da especiação química dos elementos (Meermann e Sperling, 2012; Taylor et al., 2014; Delafiori et al., 2016). Já a GC faz a separação de compostos gasosos, o que consequentemente, limita sua utilização em análises da especiação química visto que somente analitos que possam ser volatilizados ou derivatizados podem ser separados por essa técnica. Desses, destacam-se principalmente os metais Hg e Sn (Antes et al., 2013; Cavalheiro et al., 2014)
Para a detecção e quantificação de espécies de metais e metaloides, destacam-se a espectrometria de absorção atômica (AAS, do inglês “Atomic
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Absorption Spectrometry”), a fluorescência atômica (AFS, do inglês “Atomic fluorescence Spectrometry”), a espectrometria de emissão óptica com plasma indutivamente acoplado (ICP OES, do inglês “Inductively Coupled Plasma – Optical Emission Spectrometry”) e, principalmente, a espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado (ICP-MS, do inglês “Inductively Coupled Plasma - Mass Spectrometry”). Dessas, destaca-se a técnica de ICP-MS em função de sua maior detectabilidade em comparação com as demais, pelo maior número de aplicações atuais na literatura, pela ampla faixa dinâmica e pela possibilidade de se hifenar essa técnica com técnicas de separação (Bings et al., 2013; Taylor et al., 2014).
3.6 ANÁLISES DA ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO As
Dada a complexidade da especiação química do As no ambiente e a facilidade com a qual ela pode ser alterada, precauções devem ser tomadas ao longo de todo o processo para se evitar a interconversão das espécies bem como suas precipitações ou adsorções. Ao longo de todas as etapas da análise, uma série de processos podem afetar a especiação do As, sendo esses resumidos na figura 6.
Sabendo-se desses processos, salienta-se que para análises da especiação química do As deve-se seguir extremo rigor analítico em todas suas etapas. Na amostragem, recomenda-se que as amostras sejam: 1) coletadas em frascos de material inerte e escuro ou opaco, para evitar contato com a luminosidade, e previamente descontaminados; 2) que as amostras sejam coletadas em atmosfera inerte, para evitar o contato com o ambiente oxidante da atmosfera; 3) e que as amostras de água sejam filtradas, para evitar que partículas em suspensão adsorvam o As.
Durante a amostragem e armazenamento, técnicas de conservação das espécies podem ser investigadas em cada caso, dependendo da composição química de cada amostra (Kumar e Riyazuddin, 2010; Maher et al., 2015). Kumar e Riyazuddin (2010) elaboraram uma revisão bibliográfica na temática da especiação de As e encontraram uma série de resultados contrastantes nas etapas de conservação de amostras na literatura. Esses autores apontaram interconversões do As(III) em As(V)
