Poluentes Orgânicos Persistentes (Pops) como ... - Fapese

Resumo 

Revista da Fapese, v.3, n. 2, p. 39-62, jul./dez. 2007 

Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs) como Indicadores 

da Qualidade dos Solos 

Fabiana Ferreira Felix* 

Sandro Navickiene ** 

Haroldo Silveira Dórea*** 

Os Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs) aldrin, clordano, dieldrin, DDT, 

endrin, heptacloro, mirex, toxafeno, bifenilas policloradas (PCBs), 

hexaclorobenzeno, dioxinas e furanos tiveram seu uso suspenso e bani- 

do por serem altamente tóxicos, lipossolúveis e persistentes. O uso desses 

poluentes pode contaminar o solo, direta ou indiretamente, através das aplica- 

ções realizadas nas culturas, e, a depender da concentração acumulada, inter- 

ferir, conseqüentemente, na vida do solo. A toxidez dos poluentes nos solos 

pode ser estabelecida por valores determinados na legislação de um país. O 

presente estudo buscou fazer um levantamento bibliográfico sobre os POPs 

com o objetivo de relacionar suas características físico-químicas, o comporta- 

mento destes e a qualidade do solo. O comportamento dos POPs no solo de- 

pende de suas propriedades físico-químicas, as quais indicam se a molécula 

pode migrar do solo por lixiviação, evaporação ou escoamento superficial para 

contaminar o ar ou a água e ir bioacumular-se ao longo da cadeia alimentar. As 

propriedades dos POPs, tais como pressão de vapor, solubilidade, coeficiente 

de adsorção (Koc), coeficiente de partição-octanol-água (Kow) predizem bem 

o comportamento desses poluentes no solo e podem ser utilizados como indi- 

cadores da qualidade do solo. No Brasil, o Estado de São Paulo possui valores 

orientadores para solos que estabelecem valores limites para áreas contamina- 

das para serem aplicadas medidas de prevenção ou intervenção se os níveis de 

POPs encontrados impedirem o uso do solo. 

PALAVRA-CHAVE: Poluentes Orgânicos Persistentes; Qualidade do Solo; Po- 

luição; Propriedades Físico-Químicas. 

* Engenheira Agrônoma, Msc. em Agronomia. Bolsista de Desenvolvimento Tecnológico Industrial 

– CNPq, Instituto Tecnológico e de Pesquisas do Estado de Sergipe – ITPS, Laboratório de Solos 

e Química Agrícola, Rua Campo do Brito, 371 - Bairro São José - Aracaju/SE - 49020-380, Email: 

fabianaffbr@yahoo.com.br; 

** Químico, Doutor em Química, Professor Adjunto da Universidade Federal de Sergipe, 

Departamento de Química, Av. Marechal Rondon, s/nº - Jd. Rosa Elze - São Cristóvão/SE 

- 49.100.000, E-mail: sandnavi@ufs.br. 

*** Químico Industrial, Doutor em Química, Professor Associado da Universidade Federal 

de Sergipe, Departamento de Química, Av. Marechal Rondon, s/nº - Jd. Rosa Elze – São 

Cristóvão/SE – 49.100.000, E-mail: hdorea@ufs.br. 

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40 40 

Fabiana Ferreira Felix; Sandro Navickiene; Haroldo Silveira Dórea 

1. Introdução 

A situação atual dos ecossistemas terrestres mos- 

tra uma tendência a um stress ocasionado pela ação 

antrôpica por conta do uso de produtos agrícolas na 

esperança de salvar a produção de alimentos. Entre- 

tanto, o que ocorreu durante anos foi um acúmulo de 

compostos poluentes nas camadas do solo, os quais 

ao longo da cadeia trófica causam efeitos tóxicos aos 

seres vivos, que fazem parte da teia alimentar (Gaynor, 

2001). 

A visão sobre o uso de pesticidas foi ampliada e a 

conscientização do público e dos usuários começou a 

acontecer, a partir do lançamento do Livro Silent Spring 

(A Primavera Silenciosa), publicado em 1962, Rachel 

Carson mostrou como o DDT [1,1’-(2,2,2- 

tricloroetilidano)-bis(4-clorobenzeno), ou 1,1,1-tricloro- 

2,2-bis-(p-clorofenil)-etano] penetrava na cadeia alimen- 

tar e acumulava-se nos tecidos gordurosos dos animais, 

inclusive do homem, com o risco de causar cân- 

cer e dano genético. 

Além do DDT, o aldrin, dieldrin, endrin, clordano, 

heptacloro, mirex, toxafeno, bifenilas policloradas 

(PCBs), hexaclorobenzeno, dioxinas e furanos, são os 

outros 11 Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs), que 

foram listados como prejudiciais ao meio ambiente e a 

saúde humana, principalmente por serem lipossolúveis 

e por serem bioacumláveis ao longo da cadeia alimen- 

tar (Fernícola e Oliveira, 2002). 

Graças as suas características físico-químicas é que 

esses poluentes estão presentes no que podemos cha- 

mar de componentes fundamentais para a vida, a água, 

o ar e o solo. 

O solo é de vital importância para os seres vivos, 

isso por que é deste componente que vem a maioria 

dos alimentos, minerais e combustíveis. Os vegetais, 

por exemplo, necessitam do solo para o seu desenvol- 

vimento e produção, pois através das raízes obtém a 

água e os nutrientes de que precisam. Por conta disto, 

a Embrapa (1999) define o solo como uma coleção de 

corpos naturais, constituídos por partes sólidas, lí- 

quidas e gasosas, tridimensionais, dinâmicos, forma- 

dos por materiais minerais e orgânicos, que contém 

matéria viva e podem ser vegetados na natureza. 

Infelizmente, o uso de pesticidas pode contaminar o 

solo, direta ou indiretamente, já que, através das aplica- 

ções realizadas nas culturas, e, a depender da concentra- 

ção acumulada, interferi, conseqüentemente, na vida. 

Para entender o processo de contaminação do solo 

é que procuramos fazer uma análise sobre o que vem 

ocorrendo ao nível de pesquisas científicas sobre o 

comportamento dos Poluentes Orgânicos Persistentes 

nos solos. Assim, um estudo detalhado sobre esses 

POPs e sua interação com alguns tipos de solo é es- 

sencial para que possa conhecer e buscar meios para 

minimizar tais contaminações. 

Diante do exposto, é que este estudo tem como 

objetivo fazer um levantamento bibliográfico sobre os 

Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs) e relacionar 

suas características físico-químicas com o seu com- 

portamento em relação ao solo, para descrevê-los como 

indicadores da qualidade do solo. 

2. Material e métodos 

Inicialmente foi feito levantamento bibliográfico 

sobre Poluentes Orgânicos Persistentes tendo como 

fontes de pesquisa os periódicos, monografias, dis- 

sertações, teses, livros e informações encontradas na 

internet. 

O acesso ao material utilizado foi através de pes- 

quisa pelos portais SCIELO (http://www.scielo.br), 

Portal Periódico da Coordenação de Aperfeiçoamento 

de Pessoal de Ensino Superior - CAPES (http:// 

www.periodicos.capes.gov.br/portugues/index.jsp), 

GOOGLE (http://www.google.com.br/) e visitas 

presenciais à Biblioteca Central da Universidade Fe- 

deral de Sergipe, UFS. 

Foi indispensável também o acesso aos sites de 

instituições como Agency for Toxic Substances and 

Revista da Fapese, v.3, n.2, p. 39-62, jul./dez. 2007

Disease Registry – ATSDR (www.atsdr.cdc.gov), Com- 

panhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental – 

CETESB (www.cetesb.sp.gov.br), Empresa Brasileira 

de Pesquisa Agropecuária – EMBRAPA 

(www.embrapa.br), Food and Agriculture Organization 

FAO (www.fao.org), Grupo de Estudos Ambientais 

da Escola Superior de Biotecnologia - GEA (http:// 

www.esb.ucp.pt/gea), Global Environment Facility - 

GEF (www.gefweb.org), United States Department of 

Agriculture - USDA (www.usda.gov), United States 

Environmental Protection Agency - USEPA 

(www.epa.gov) e WWF (http://www.wwf.org). 

3. Solo e poluição ambiental 

O solo é um corpo vivo, de grande complexidade e 

muito dinâmico (Embrapa, 1999). Ou seja, é um re- 

curso natural cujas características dependem do mate- 

rial original e outros parâmetros, como organismos 

vivos e fatores climáticos, que dão, com o tempo, ca- 

racterísticas específicas a cada tipo de solo (CETESB, 

2001). É também considerado como sendo a camada 

superior da crosta terrestre, com uma importância vi- 

tal para todas as atividades humanas e para a socieda- 

de propriamente dita (Gaynor, 2001). 

Um solo agricultável é aquele cujas características 

físicas e químicas indicam condições apropriadas para 

o desenvolvimento e produção vegetal. Os seres vi- 

vos, principalmente os vegetais dependem desse re- 

curso natural e deles retiram os nutrientes necessários 

para se desenvolver e produzir. Para que os alimen- 

tos produzidos em um determinado tipo de solo se- 

jam de qualidade e em quantidade suficiente para aten- 

der as necessidades da população, é necessário que 

tal solo seja fértil e produtivo, e ao mesmo tempo livre 

de qualquer tipo de contaminação (Gaynor, 2001). 

A contaminação do solo tem-se tornado uma das 

preocupações ambientais, uma vez que, geralmente, a 

contaminação interfere no ambiente global da área afe- 

tada (solo, águas superficiais e subterrâneas, ar, fauna 

e vegetação), podendo mesmo estar na origem de problemas 

de saúde pública (Flores et al., 2004, CETESB, 

Poluentes Orgânicos Persistentes (Pops) como Indicadores da Qualidade dos Solos 

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2006). Ou seja, um solo contaminado, além de ser um 

problema para o lençol freático, compromete a produção 

de alimentos e consequentemente o topo da ca- 

deia alimentar, pelo fato de intoxicá-los. 

De acordo com a CETESB (2006), área contamina- 

da (AC) pode ser definida como sendo uma área onde 

há comprovadamente poluição ou contaminação causada 

pela introdução de quaisquer substâncias ou re- 

síduos, que nela tenham sido depositados, acumula- 

dos, armazenados, enterrados ou infiltrados, de for- 

ma planejada, acidental ou até mesmo natural. 

Os pesticidas é um dos poluentes que atingem o 

solo e o contaminam, pela incorporação direta na su- 

perfície através, da aplicação intencional, no tratamen- 

to de sementes com fungicidas e inseticidas, no contro- 

le de fungos patogênicos, ou pela eliminação de ervas 

daninhas por herbicidas, indiretamente pela pulveriza- 

ção das partes verdes dos vegetais e pela queda de frutos 

ou folhas que receberam aplicação de tais produtos. 

Uma vez no solo, as moléculas dos pesticidas po- 

dem ser transportadas em grandes quantidades, pelas 

águas das chuvas. A lixiviação dos pesticidas, através 

do perfil dos solos, pode ocasionar a contaminação de 

lençóis freáticos, cuja descontaminação apresenta gran- 

de dificuldade, e afetar os próprios cursos de água 

superficiais (Tomita e Beyruth, 2002). A figura 1 mos- 

tra o movimento desses produtos em ecossistemas. A 

partir daí é possível observar a importância do solo, 

como via de propagação de poluentes, para o risco de 

poluição das águas, uma vez que tais produtos não 

tenham sido manejados corretamente. 

O uso de pesticidas por prolongados períodos pode 

provocar mudanças radicais na estrutura do solo. Isso 

ocorre se esses pesticidas acabarem com a vida 

(microbiota) do solo e, indiretamente, aumentar a 

mineralização da matéria orgânica. Se para aplicar es- 

ses pesticidas os solos são revolvidos, este é o maior 

problema, pois podem levar ao endurecimento. Além 

desse dano, o excesso de pesticidas pode competir 

com os elementos nutrientes das plantas, prejudicando 

seu desenvolvimento (Musumeci, 1992). 


42 42 


Para entender como ocorre o contanto entre 

pesticidas e solo, Prata (2002) descreve que as moléculas 

dos pesticidas podem seguir diferentes rotas. 

Assim, elas podem ser retidas aos colóides minerais e 

orgânicos e depois passarem para formas indisponí- 

veis, ou ser novamente liberadas para a solução do 

solo, processo conhecido como dessorção. As molé- 

culas também podem ser transformadas em outras, 

conhecidas como produtos de transformação ou 

metabólitos. Por fim, para as moléculas que atingem 

esta fase ocorre a mineralização que é á transformação 

do metabólito em CO 2 , H 2 O e íons minerais, o que se 

dá fundamentalmente via organismos. 

Segundo Prata (2002), o fato das moléculas, simul- 

taneamente e em diferentes intensidades, serem ab- 

sorvidas por raízes e plantas, serem lixiviadas para 

camadas superficiais (horizontes) do perfil do solo, ao 

sofrer um escoamento superficial ou volatilização, vai 

depender das propriedades físico-químicas da molécula, 

propriedades físicas, químicas e biológicas do 

solo e dos fatores climáticos. 

A interação de solos e pesticidas freqüentemente 

tem dificultado a avaliação do comportamento de de- 

terminado pesticida no ambiente (Ferracini et al., 

2001), pois estes compostos apresentam proprieda- 

des específicas que interagem com as propriedades 

dos solos (Goss, 1992). 

As propriedades químicas dos solos são: pH, teor 

de nutrientes, capacidade de troca iônica, condutivi- 

dade elétrica e matéria orgânica. Essas por sua vez, ao 

lado da atividade biológica, são responsáveis pelos 

principais mecanismos de atenuação de poluentes 

nesse meio. Entre estes mecanismos podem ser desta- 

cadas a adsorção, a fixação química, precipitação, oxi- 

dação, troca e a neutralização, que invariavelmente 

ocorrem no solo e, através do manejo de suas propri- 

edades, podem ser incrementados. 

As propriedades físicas do solo são: textura, estru- 

tura, densidade, porosidade, permeabilidade, fluxo de 

água, ar e calor (Brady e Weil, 1999). São elas respon- 

sáveis pelo mecanismo de atenuação física de 

poluentes, como filtração e lixiviação, possibilitando 

ainda condições para que os processos de atenuação 

química e biológica possam ocorrer. O solo pouco 

estruturado, propício a sofrer erosões, ou que já foi 

muitas vezes cultivado, tende a contaminar as plantas 

10 vezes mais que um solo estruturado e estável (Lei- 

te, 2002). 

Adaptado de Tomita e Beyruth (2002) 

Figura 1. Movimento dos pesticidas no ecossistema. 


O Departamento de Agricultura dos Estados Uni- 

dos (USDA, 2000) cita como características mais importantes 

do solo: textura, permeabilidade e teor de 

matéria orgânica. 

A textura é um indicador da proporção de areia 

(material de origem mineral finamente dividido em 

grânulos, composta basicamente de dióxido de silício, 

com 0,063 a 2 mm), silte (fragmento de mineral 

formado por partículas com diâmetros compreendi- 

dos entre 0,002 mm e 0,06 mm) e argila (partícula mi- 

neral basicamente constituído de silicato hidratado de 

alumínio com diâmetro menor que 0,002 mm), pre- 

sentes no solo (Brady e Weil, 1999). Solos argilosos 

possuem maiores sítios de retenção (sítios de ligação) 

e, conseqüentemente, as moléculas tendem a ser mais 

adsorvidas; e os arenosos oferecem poucos sítios de 

ligação e, portanto baixa adsorção. Alleoni (2002) rela- 

ciona alguns processos e atributos às frações granulo- 

métricas e ao potencial de lixiviação de poluentes. 

Assim, classificou o potencial de lixiviação de 

poluentes como: “alto” para solos cujas frações gra- 

nulométricas predominante seja areia; “médio” para 

solos com predomínio de silte; e potencial de lixiviação 

de poluentes “baixo”, solos cujas frações granulomé- 

tricas predominante seja argila. Nos trabalhos de 

Mattos e Silva (1999) e (Filizola et al., 2002) foram 

encontradas estreitas relações entre potencial de 

lixiviação de pesticidas e a textura do solo. Marques 

(2005) estudando o impacto de agrotóxicos em áreas 

pertencentes à bacia hidrográfica do rio Ribeira de 

Iguape, em São Paulo (Baixo Ribeira, Planícies Fluviais 

e Planície Litorânea), verificou que os tipos de so- 

los encontrados contribuíram para agravar o impacto 

da agricultura na qualidade da água, já que eram solos 

de texturas predominantemente arenosas, com boa 

permeabilidade da água. 

A permeabilidade, que é controlada pela estrutura 

do solo, pode ser definida como uma medida geral de 

quão fácil é a penetração da água em um determinado 

tipo de solo. Já a estrutura é dada pela forma da 

estruturação conjunta das partículas que o compõem 

o solo, criando os epaços porosos entre os agregados. 

Estes espaços porosos é a chave para a retenção de 


43 

água e seu movimento através do solo, bem como in- 

fluenciar a mobilidade dos contaminantes (CETESB, 

2001). O transporte e mobilidade de poluentes no solo 

dependem também da forma e tamanho das partículas 

que compõem um dado solo. O maior potencial de 

lixiviação ocorre em solos altamente permeáveis e so- 

los arenosos com baixo teor de matéria orgânica (Brady 

e Weil, 1999). 

Apesar da importância de cada propriedade do 

solo, é o teor de matéria orgânica a variável mais im- 

portante, pois esta afeta a sorção dos pesticidas nas 

partículas de solo. Prata (2002) define a sorção como 

sendo a transformação e absorção radicular das moléculas 

que juntamente com as condições de 

pluviosidade e temperatura governam o transporte 

dos pesticidas no solo. 

A matéria orgânica é considerada quimicamente 

reativa e promotora das populações microbianas que 

atuam no processo de degradação, atuando na deter- 

minação da quantidade de água a ser mantida no solo. 

É, também, fator dominante da interação entre o solo e 

o contaminante orgânico. A matéria orgânica do solo é 

uma das principais responsáveis pela formação de re- 

síduos ligados, por meio de ligações químicas e retenção 

nas frações húmicas (sorção externa e penetração 

nos vazios internos). Resíduos ligados são compostos 

que persistem no solo, planta ou animal, na forma de 

molécula original ou de seus metabólitos, após as ex- 

trações químicas utilizadas em análises de forma que 

não alterem significativamente a natureza da molécula 

nem estrutura da matriz. É ainda o principal mecanis- 

mo de dissipação dos resíduos dos pesticidas no meio 

ambiente, influenciando na sua biodisponibilidade 

(Prata, 2002). 

4. Poluentes orgânicos persistentes (POPs) 

Os produtos químicos melhoram nossa qualidade 

de vida, mas alguns provocaram importantes efeitos 

colaterais, prejudiciais à saúde humana e aos 

ecossistemas (Flores et al., 2004). Se por um lado os 

pesticidas permitem que a produção de alimentos cres- 


44 44 


ça, por outro lado causam problemas ao ambiente (so- 

los, rios, lençóis freáticos, atmosfera), rompendo o 

ecossistema natural, ou principalmente, atingindo di- 

retamente a saúde do ser humano. Da mesma forma, 

os POPs (Persistent Organic Pollutants), Poluentes Or- 

gânicos Persistentes, representam uma classe de 

poluentes químicos que podem trazer sérias ameaças 

aos seres vivos e ao meio ambiente, quando expostos 

a eles (Ziglio, 2004). Isso porque possuem proprieda- 

des tóxicas, são resistentes à degradação, se 

bioacumulam, são transportados pelo ar, pela água e 

pelas espécies migratórias através das fronteiras inter- 

nacionais e depositados distantes do local de sua libe- 

ração, onde se acumulam em ecossistemas terrestres e 

aquáticos (Duarte, 2002). Segundo Lemos (2002) as 

características de persistência, lipossolubilidade e 

semi-volatilidade conferem a habilidade de resistir à 

degradação, bioacumularem, serem transportados a 

longas distâncias e assim, devido às propriedades 

farmacológicas de suas moléculas, causarem efeitos 

adversos à saúde humana e ao meio ambiente. Além 

de que, esses compostos permanecem no meio ambi- 

ente por longos períodos de tempo resultando na 

bioacumulação ao longo da cadeia alimentar (Gaynor, 

2001). 

A presença dos poluentes orgânicos persistentes 

no meio ambiente é uma das grandes questões da atu- 

alidade, tanto pelos seus efeitos comprovadamente 

adversos, quanto pelo fato de não respeitarem frontei- 

ras (Duarte, 2002). Os seres humanos ficam expostos 

aos POPs através da alimentação, de acidentes e através 

da poluição ambiental. A maior parte da exposi- 

ção humana, a esses compostos orgânicos, é atribuída 

à rede de alimentação. A contaminação do leite, inclu- 

sive o leite materno, com POP é um fenômeno mundi- 

al (Flores et al., 2004). A exposição ocupacional ou 

acidental a alguns POPs revela-se muito preocupante 

para a saúde humana, principalmente por essas ativi- 

dades de alto risco englobarem a agricultura e a mani- 

pulação de resíduos perigosos (Fulgêncio, 2006). En- 

tre os inúmeros efeitos dos POPs para a saúde estão 

uma ampla variedade de efeitos biológicos como os 

defeitos congênitos em seres humanos e em animais, 

o câncer, má-formação de humanos e animais de todo 

o mundo, alergias e hipersensibilidade, além de do- 

enças do sistema nervoso central e periférico. Supõe- 

se que as doenças reprodutivas sejam causadas por 

produtos químicos que rompem as funções endócrinas. 

Mesmo presente em concentrações pequenas, os 

POPs podem destruir, desorganizar ou inferir na rede 

hormonal dos seres humanos e dos animais (sistema 

endócrino). Desta forma, esses destruidores endócrinos 

são responsabilizados por uma série de efeitos, como 

aumento da incidência de câncer de mama, da prósta- 

ta e dos testículos, danos ao sistema nervoso, doenças 

do sistema imunológico (Flores et al., 2004; Duarte, 

2002). 

Na agricultura os inseticidas organoclorados foram 

amplamente utilizados, mas causaram danos 

irreversíveis ao meio ambiente, devido a sua persistência, 

alguns chegaram a permanecer no solo por mais 

de três décadas após a aplicação. Gaynor (2001) relata 

que os níveis médio de dieldrin presente nos ovos 

recolhidos onde o solo fora fumigado com aldrin e 

dieldrin eram superiores a 5 mg/kg – cinqüenta vezes 

maior que o limite determinado pela Portaria nº10 de 

1985 da ANVISA, que é 0,1 mg/kg por ovo. Desta for- 

ma é possível deduzir que a persistência de organo- 

clorados no solo pode significar que esses poluentes 

continuaram acumulando-se nos ovos mesmo muito 

tempo depois de as fumigações terem cessado. 

São conhecidos doze POPs: os pesticidas aldrin, 

dieldrin, endrin, clordano, DDT, heptacloro, mirex e 

toxafeno; os químicos de aplicação industrial como as 

bifenilas policloradas (PCBs) e hexaclorobenzeno; os 

resíduos ou subprodutos não intencionais como as 

dioxinas e os furanos (Fernícola e Oliveira, 2002). Tais 

poluentes podem ser encontrados nos seis continen- 

tes do mundo, mesmo em regiões onde nunca foram 

fabricados ou manipulados. Todavia, a maioria deles 

já foram banidos ou tiveram seu uso reduzido em boa 

parte do mundo (Nass e Francisco, 2002). 


4.1. ALDRIN E DIELDRIN 

O aldrin, de nome IUPAC (International Union of 

Pure and Applied Chemistry) (1R,4S,4aS,5S,8R,8aR)- 

1,2,3,4,10,10-hexachloro-1,4,4a,5,8,8a-hexahydro- 

1,4:5,8-dimethanonaphthalene (HHDN), e o dieldrin, 

cujo nome IUPAC é (IR,4S,4aS,5S,6S,7R,8R,8aR)- 

1,2,3,4,10.10-h exachloro-1,4,4a,5,6,7,8,8a-octahydro- 

6,7-epoxy-1,4:5,8-dimethano-naphthalene;.são inseti- 

cidas organoclorados sintéticos, que foram intensamen- 

te usados nos Estados Unidos e em outros países. 

Podem ser encontrados no ar, solo, água, fauna (pei- 

xes, aves, mamíferos), flora e alimentos, como resulta- 

do de contaminações ambientais (Leite, 2002; ATSDR, 

2002a; GEF, 2006). 

O aldrin é um pesticida utilizado para controle de 

térmitas, bichos da madeira e gafanhotos, ou ainda, 

na proteção das culturas do milho e batata, além da 

proteção de estruturas da madeira (ATSDR, 2002a; 

Machado Neto, 2002; Fulgêncio, 2006). Já o dieldrin é 

um metabólito do inseticida aldrin, utilizado no trata- 

mento de sementes (milho, algodão), nas lavouras an- 

tes das colheitas (beterraba, cebola, frutas e flores or- 

namentais) e até mesmo durante a estocagem dos pro- 

dutos (Leite, 2002). Uma vez no solo, o aldrin é convertido 

em dieldrin, que é mais resistente à 

biotransformação e degradação abiótica. Devido a essa 

conversão rápida, são encontrados no solo resíduos 

de dieldrin em concentrações maiores e com maior 

freqüência que de aldrin, sendo este último frequente- 

mente mais aplicado (ATSDR, 2002a; GEF, 2006). 

O dieldrin é adsorvido rapidamente, pelo perfil, 

pois se liga fortemente às partículas do solo, permane- 

cendo inalterado no local por vários anos. Os maiores 

índices desse composto ocorre quando se tem eleva- 

dos teores de matéria orgânica (GEF, 2006). 

O transporte de aldrin e dieldrin, no solo, ocorrem 

através de sedimentos da erosão e do transporte (GEF, 

2006). 


4.2. CLORDANO 

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O nome IUPAC do clordano é 1,2,4,5,6,7,8,8- 

octachloro-2,3,3alpha,4,7,7alpha-hexahydro-4,7- 

methanoindene. É um inseticida utilizado em cultu- 

ras de arroz, sementes oleaginosas, cana de açúcar e 

em frutíferas. É uma substância tóxica, persistente, 

bioacumulativa e que pode ser transportada, na atmosfera, 

a grandes distâncias (ATSDR, 1994). Além 

de contaminar os alimentos, quando é aplicado às plan- 

tas, sua molécula atinge o solo, sendo por este absor- 

vido devido rápida adsorção às partículas do solo (GEF 

2006). Apesar das inúmeras restrições, ainda é aplica- 

do em muitos paises do mundo (ATSDR, 1994). 

A elevação em nível da toxicidade do clordano em 

solo é um indicador para o risco ambiental. Apesar do 

clordano não sofrer lixiviação no solo, é pouco prová- 

vel que atinja águas subterrâneas. Contudo, pode atingir 

corpos d’água pelo escoamento superficial em solos 

urbanos e agrícolas (Oliveira, 2002a), podendo causar 

efeitos letais específicos em peixes e pássaros que se 

alimentam de peixes contaminados (GEF, 2006). 

4.3. DDT 

O DDT tem como nome IUPAC 1,1,1-trichloro-2,2- 

bis(4-chlorophenyl)ethane. É um inseticida conside- 

rado um dos poluentes ambientais mais perigosos 

devido à sua capacidade de bioacumulação. Seu uso 

intensivo resultou na contaminação de solo, sedimentos, 

organismos aquáticos e terrestres (ATSDR, 

2002b). 

A estimativa da meia-vida do DDT, pelo processo 

de biodegradação, varia de 2 a mais de 15 anos (Jesus, 

2002). Assim, o fato deste poluente permanecer por 

longos períodos de tempo, fixados fortemente a pe- 

quenas partículas do solo, ocasiona a absorção deste 

poluente pelas plantas em crescimento e conseqüen- 

temente a sua contaminação. 


46 46 


Os mecanismos que contribuem para as maiores 

perdas de DDT no solo são: transformação química, 

lixiviação, volatilização e a absorção pelas plantas 

(ATSDR, 2002b). 

De acordo com Jesus (2002) a evaporação, ou 

volatilização, talvez seja o fator responsável pela pou- 

ca variação de níveis de DDT encontrados no solo. 

As concentrações de DDT encontradas nas águas 

de superfície dependente das existentes no solo e nas 

águas pluviais. A maior parte do pesticida presente 

na água encontra-se ou estava firmemente ligado a par- 

tículas do solo e a após ser lixiviado pode depositarse 

no leito de rios e mares (Jesus, 2002). 

4.4. ENDRIN 

O nome IUPAC do endrin é: (IR,4S,4aS,5S, 

6S,7R,8R,8aR)-1,2,3,4,10.10-h exachloro-1,4,4a,5, 

6,7,8,8a-octahydro-6,7-epoxy-1,4:5,8-dimethano- 

naphthalene. É um pesticida de elevada toxicidade 

aguda. Foi usado em vários países como inseticida, 

rodenticida e avicida, nas culturas de algodão, trigo e 

maçã. Seu uso declinou devido à crescente resistência 

desenvolvida pelos insetos. A fonte principal de ex- 

posição humana é o alimento. A assimilação deste 

composto pelos animais é rápida (ATSDR, 1996a). 

O uso de endrin na agricultura foi a principal fon- 

te de contaminação do solo e do sedimento aquático. 

O contato com áreas contaminadas expõe a população 

em geral (GEF, 2006). Uma vez no solo, é extremamen- 

te persistente, já que possui natureza hidrofóbica e 

forte sorção as partículas do solo. Para GEF (2006), 

este poluente possui meia-vida longa, sendo encon- 

trado no solo mesmo após 12 anos do seu uso. Isso 

porque é adsorvido fortemente às partículas do solo e 

tende a ficar imóvel devido ao seu elevado valor de 

coeficiente de partição baseado no carbono orgânico 

(Koc). Devido aos elevados valores das constantes log 

Koc e Kow (4,53 e 5,34-5,6, respectivamente), quando 

liberado na água o endrin é fortemente adsorvido no 

sedimento (Assumpção, 2002). 

No solo, o endrin pode ser transportado para cor- 

pos d’água superficiais por escoamento de águas pluviais 

ou de irrigação (ATSDR, 2006), bem como eva- 

porar para a atmosfera e, após precipitação pluviomé- 

trica pode contaminar as águas de superfície por dre- 

nagem (GEF, 2006). Devido a sua toxidade, compro- 

mete a biota aquática, tais como peixes, invertebrado e 

outros organismos da água. 

4.5. HEPTACLORO 

O nome IUPAC do heptacloro é 1,4,5,6,7,8,8- 

heptachloro-3alpha,4,7,7alpha-tetrahydro-4,7methanoindene. 

É um inseticida organoclorado que 

foi isolado do clordano em 1946. Foi extensivamente 

usado, entre os anos de 1953 e 1974 no controle de 

pragas do solo, de sementes de milho, sorgo e outros 

pequenos grãos. É altamente tóxico, persistente no 

ambiente, bioacumulável, e tem sido encontrado em 

ecossistemas remotos (GEAESB, 2006). 

O Heptacloro é persistente e relativamente estacio- 

nário no solo, porém pode desaparecer pela evapora- 

ção e pela oxidação lenta no heptachloro-epoxide (um 

produto ainda mais persistente). Suas propriedades 

físico-químicas de solubilidade baixa na água, estabi- 

lidade elevada e volatilidade parcial, vão favorecer o 

transporte a longas distâncias. Foi detectado no ar, na 

água e nos organismos vivos do Ártico. É tóxico para 

o ambiente da água e perigoso para a vida selvagem 

(GEF, 2006). Este POP pode contaminar as águas superficiais 

e subterrâneas pelo escoamento superficial 

procedente de solos contaminados, ou de descargas 

de resíduos líquidos de procedência industrial (Lima, 

2002). Quando liberado na água, adsorve-se fortemen- 

te a sedimentos suspensos e do fundo do corpo d’água 

(ATSDR, 2005). 

Os resíduos de heptacloro presentes no solo, são 

resultados de seu uso na agricultura, em épocas pas- 

sadas. Este composto orgânico pode permanecer em 

áreas contaminadas durante muitos anos. A meia vida 

do heptacloro em solo foi calculada em 9-10 meses, 

quando usado de acordo com as doses recomendadas 


para a agricultura, e é pouco provável que se mobilize 

em um solo com alto conteúdo de matéria orgânica. 

Dados de regiões tropicais indicam que a dissipação 

do heptacloro do solo pode ser mais rápida em regi- 

ões tropicais do que em regiões temperadas (Lima, 

2002). A meia-vida nos solos da zona temperada pode 

alcançar 2 anos (GEAESB, 2006). 

4.6. MIREX 

O nome IUPAC do mirex é: dodecachloropentacyclo 

[5.3.0.0 2,6 .0 3,9 .0 4,8 ]decane ou perchloropentacyclo 

[5.3.0.0 2,6 .0 3,9 .0 4,8 ]decane. O mirex (Figura 7) foi anteriormente 

usado como inseticida para matar formigas no 

sudeste dos EUA, na América do Sul e na África do 

Sul. A mesma substância química, com o nome de 

declorano, é usada como retardador do fogo em plásti- 

cos, borrachas e materiais elétricos. Na China e na Aus- 

trália é usado para combater cupins e a formigas 

cortadeiras e cochonilha-do-abacaxi (Fernícola, 2002). 

Historicamente, o mirex foi liberado para o ambi- 

ente durante sua produção ou formulação para uso 

como retardante de chama e pesticidas. Não existem 

fontes naturais conhecidas e a produção do composto 

encerrou-se em 1976. Existem, segundo Fernícola 

(2002), duas rotas bem estabelecidas da contaminação 

do ambiente. A primeira decorre da manufatura e do 

uso do mirex, e a segunda do uso em programas de 

controle das formigas de fogo. 

É um POP muito resistente à degradação, quase 

insolúvel na água, adere aos sedimentos aquáticos e é 

bioacumulado. Não se dissolve facilmente em água e 

fixa-se às partículas do solo e do sedimento, de tal 

forma que é improvável que se movimente do solo 

para a água subterrânea (WWF, 2006). 

É tóxico para peixes e crustáceos, pondo em peri- 

go também os vegetais, pois reduz a sua capacidade 

de germinação. A contaminação das plantas ocorre com 

a absorção de emissões do ar, resultado da evaporação 

da superfície do solo. 


47 

Este poluente tem tempo de meia vida de 10 anos 

em sedimento e água, e de 12 anos no solo, transformando-se 

em fotomirex pela luz ultravioleta (Fernícola, 

2002; GEF, 2006; WWF, 2006). 

De acordo com Fernícola (2002), há pouca infor- 

mação disponível com relação à lixiviação do mirex 

em locais de aterros, ou de depósitos de material 

retardador de fogo, apesar de isto poder representar 

uma fonte de contaminação. 

4.7. TOXAFENO 

O nome IUPAC do toxafeno é apenas toxafeno. É 

um inseticida de contato, não sistêmico, com alguma 

ação acaricida. Geralmente é utilizado em combinação 

com outros pesticidas. Depois que o DDT foi proibi- 

do, nos anos 70, o toxafeno passou a ser utilizado 

como inseticida substituto. De 1972 a 1984 foi o inseticida 

mais utilizado, em diferentes aplicações, em todo 

mundo (Oliveira, 2002b). É bioacumulado por orga- 

nismos aquáticos, além de ser muito tóxico para pei- 

xes. O toxafeno não é tóxico para plantas; os efeitos 

perigosos foram detectados somente em concentrações 

mais elevadas que as usadas normalmente (GEF, 2006). 

Seu tempo de meia vida no solo é de 100 dias a 12 

anos, dependendo do clima e do tipo do solo. Na at- 

mosfera é volatilizado facilmente (Oliveira, 2002b). 

A principal via de exposição ao toxafeno, para a 

população em geral, se dá pelos resíduos nos alimen- 

tos, mas os níveis geralmente encontrados estão abai- 

xo dos máximos recomendados (Oliveira, 2002b). 

4.8. BIFENILAS POLICLORODAS (PCB) 

PCBs (bifenilas policloradas) é o nome genérico 

dado à classe de compostos organoclorados resultante 

da reação do grupo bifenila com cloro anidro na pre- 

sença de catalisador. Diversos setores industriais em- 

pregam as PCBs: capacitores e transformadores elétri- 


48 48 


cos, bombas de vácuo, turbinas de transmissão de gás, 

fluídos hidráulicos, resinas plastificantes, adesivos, 

plastificante para borracha, sistema de transferência 

de calor, aditivo anti-chama, óleos de corte, lubrifi- 

cantes, pesticida (utilizados como conservantes) e pa- 

pel carbono (Penteado e Vaz, 2001). 

Conforme Salgado (2002) a incorporação de PCBs 

no meio ambiente ocorreu no passado, principalmen- 

te em razão da liberação de efluentes industriais em 

mananciais e de resíduos em depósitos de lixo, ater- 

ros, sem qualquer precaução. Outras formas de conta- 

minação se dar por acidente ou perda durante o ma- 

nuseio de PCBs ou fluidos contendo PCBs, evaporação 

de plastificantes, evaporação durante processos 

de incineração, vazamentos em transformadores, 

capacitores ou trocadores de calor, vazamentos de flui- 

dos hidráulicos, armazenamento irregular de resídu- 

os contendo PCBs, deposição de emissões veiculares 

próximas às rodovias e por aplicações no solo de lodo 

de esgoto contaminado. 

As bifenilas policloradas, uma vez presentes no 

ambiente, não se decompõem quimicamente com faci- 

lidade e permanecem por longos períodos neste meio, 

incorporando-se com facilidade ao ciclo ar, água e solo. 

O destino e o transporte deste poluente, por sua vez 

dependerá de suas propriedades físicas e químicas 

(Penteado e Vaz, 2001). Além de tais propriedades, as 

condições específicas do meio ambiente representam 

influências importantes na definição do destino e trans- 

porte destas substâncias no ambiente. 

As PCBs, quando estão presentes no solo, são pou- 

co prováveis de migrarem para águas subterrâneas, em 

razão das fortes ligações com as estruturas do solo. 

Porém, a ingestão de água, ou de solo contaminada, 

representa uma possível fonte adicional de exposição 

para as populações que habitam áreas vizinhas aos 

sítios de resíduos perigosos. Plantas, cultivadas em 

áreas contaminadas, também pode expor as popula- 

ções à contaminação, já que os vegetais encontrados 

em nestas áreas acumulam as PCBs presentes no solo 

por deposição seca nas partes aéreas; deposição úmida 

nas porções aéreas devido à captação do poluente 

pelas raízes (Salgado, 2002). 

4.9. HEXACLOROBENZENO (HCB) 

O nome IUPAC do hexaclorobenzeno é Hexachlo- 

robenzene ou perchlorobenzene. Historicamente, o 

HCB tem muitos usos na indústria e na agricultura. A 

principal aplicação agrícola para o HCB é no tratamen- 

to de sementes de produtos agrícolas como trigo, ce- 

vada, aveia e centeio, para impedir o crescimento de 

fungos (Toledo, 2002). 

Segundo GEF (2006) o HBC é transportado a lon- 

gas distâncias, passando por uma lenta degradação 

fotolítica. Devido a sua mobilidade e à estabilidade 

química, o HCB é extensamente disseminado no ambiente, 

sendo muito tóxico para a vida aquática. 

É muito persistente no solo. A meia vida estimada 

é de 3 a 22 anos, tempo suficiente para contaminar e 

bioacumular todos os seres vivos do local (GEF, 

2006). Segundo Toledo (2002), a volatilização no solo 

é o maior processo de remoção na superfície, en- 

quanto a biodegradação aeróbica (meia-vida de 2,7- 

5,7 anos) e anaeróbica (meia-vida de 10,6-22,9 anos) 

são os maiores processos de remoção a baixas profun- 

didades. 

Os dados sobre HCB no solo são muito limitados. 

Os dados mais extensivos são do Programa Nacional 

de Monitoramento de Solos dos EUA, em 1972, onde 

as concentrações de uma variedade de pesticidas fo- 

ram determinadas em 1483 locais, em 37 estados. O 

HCB foi detectado em 11 desses locais, com uma média 

de concentrações de 10 a 440 mg/kg peso seco. Já 

em Cubatão, no Brasil, os níveis de HCB em solos de 

áreas contaminadas variaram de 1,1 a 325,0 mg/kg 

(Toledo, 2002). 


4.10. DIOXINAS E FURANOS 

O nome IUPAC das dioxinas é 2,3,7,8- 

tetrachlorodibenzo[b,e][1,4]-dioxin. Não existe o nome 

IUPAC para os furanos. 

Os furanos são compostos formados essencialmente 

como subprodutos não intencionais em processos 

químicos e de combustão. Essas substâncias podem 

causar efeitos adversos ao meio ambiente e à saúde, 

incluindo disfunções imunoquímicas, neurológicas e 

no desenvolvimento (Martins, 2002). 

Os furanos e as dioxinas são considerados 

subprodutos produzidos de forma intencional 

(Martins, 2002). Segundo ATSDR (2006), estes 

poluentes possuem facilidade em disseminar no meio 

ambiente, através de dispersão atmosférica. Devido ao 

caráter persistente e por serem altamente lipossolúveis, 

invadem a cadeia alimentar e se acumulam nos tecidos 

adiposos dos seres vivos superiores, podendo 

afetar a saúde humana. O impacto das dioxinas e 

furanos são similares. Os resultados da exposição em 

animais selvagens causa a redução da fertilidade, de- 

feitos genéticos e morte do embrião (Martins, 2002). 

As dioxinas, de acordo com Nascimento (2002), 

são compostos sólidos, cristalinos, que apresentam 

elevado ponto de fusão, baixa solubilidade em 

solventes apolares, praticamente insolúveis em água e 

persistente no ambiente. As dioxinas penetram no 

ambiente como resultado da utilização dos inseticidas 

e de outros produtos clorados. São introduzidas nos 

corpos hídricos por deposição direta a partir da at- 

mosfera ou por processos de escoamento superficial e 

erosão. A partir dos solos, esses compostos podem 

retornar à atmosfera com o material particulado re- 

suspenso ou sob a forma de vapor, já que são compostos 

semi-voláteis. As dioxinas tendem a permanecer 

relativamente imobilizadas nos solos e sedimentos. A 

persistência da dioxina no ambiente varia de compos- 

to para composto, podendo, ter um tempo de meia 

vida de 10 a 12 anos. As principais rotas de entrada 

das dioxinas na rede trófica e na dieta alimentar humana 

envolvem os seguintes compartimentos: ar 


49 

planta animal e água/sedimento peixe (Canizares 

et al., 2004). 

Uma das fontes relacionadas à liberação de dioxina 

no solo, segundo Nascimento (2002) são aplicações 

de lodo de esgoto em fazendas; aplicação de 

praguicidas no solo e em culturas; em conservantes 

de madeira e no descarte direto de resíduos. 

A cal é uma outra fonte de liberação de altos níveis 

de dioxina em várias rações animais. Um caso recente 

ocorrido no Brasil é o da contaminação deste produto 

na fábrica da empresa Solvay, no Município de Santo 

André, Estado de São Paulo. A cal contaminada por 

dioxinas no processo industrial, só foi descoberta após 

uma serie de investigações feitas pelo Greenpeace jun- 

tando dados da Alemanha e do Brasil. Inicialmente o 

governo alemão diagnosticou uma contaminação por 

dioxinas no leite de vacas. Descobriu-se que, na ração 

que alimentava esses animais, estava presente, como 

ingrediente, a polpa cítrica importada do Brasil. A cal 

contaminada era produzida pela Solvay, uma 

multinacional belga (Nascimento, 2002). 

5. Propriedades físico-químicas importantes para 

os POPs 

Quando nos referimos a qualidade do solo em re- 

lação aos pesticidas, os indicadores e coeficientes ex- 

pressam as propriedades físico-químicas destes 

poluentes, às quais estão relacionadas ao seu comportamento 

ambiental e determinam à afinidade natural 

das substâncias por um ou por outro compartimento 

do ambiente (Prata, 2002). O conhecimento de tais pro- 

priedades vai ajudar a entender, por exemplo, por que 

a concentrações, surpreendentemente altas, de pro- 

dutos químicos tóxicos e persistentes como PCBs, DDT 

e toxafeno se concentram em maiores quantidades nas 

regiões mais frias do planeta, próximo aos pólos, onde 

nunca foram utilizados. 

Os critérios da Environmental Protection Agency - 

EPA apontam o coeficiente de adsorção, a meia-vida 

no solo e a solubilidade em água como sendo as pro- 


50 50 


priedades físico-químicas dos pesticidas mais relevan- 

tes no resultado final para sua classificação em relação 

à contaminação das águas (Ferracini et al., 2001). Já a 

CETESB (2001) aponta esses parâmetros tanto para 

avaliar o nível de contaminação de águas como para a 

contaminação de solos. 

Na tabela 1, são apresentado os valores de pressão 

de vapor, solubilidade, log Kow e log Koc, que 

são as principais características dos doze POPs en- 

contradas na literatura. Não se deve esquecer que estes 

poluentes potencialmente perigosos, geralmente, es- 

tão presentes, mesmo em concentrações baixas, nos 

pontos onde foram processadas, estocadas ou utilizadas 

e isso é um dado importante na condução dos 

estudos efetivos do histórico do local. Desta forma, 

as concentrações determinadas nesses locais são com- 

paradas aos valores orientadores para a definição da 

condição da qualidade do solo. Assim, conhecendo 

Tabela 1. Principais propriedades dos Poluentes Orgânicos Persistentes 

as propriedades do solo e dos pesticidas é possível 

estabelecer critérios de avaliação da qualidade do solo. 

Pressão de vapor (p) é definida como sendo a pres- 

são exercida pela substância ou composto em um siste- 

ma fechado e em equilíbrio. É uma medida da tendên- 

cia de volatilização em seu estado puro em função dire- 

ta da temperatura, não expressa diretamente a taxa de 

volatilização de um ingrediente ativo. É a principal pro- 

priedade na determinação do potencial de volatilização 

de um composto. Quanto maior a pressão de vapor, 

maior a tendência do contaminante estar no estado ga- 

soso (CETESB, 2001). A pressão de vapor de um deter- 

minado composto ou substância é a medida de quão 

rapidamente este irá evaporar. Varia com a temperatura, 

aumentando e diminuindo com esta. Pode ser expressa 

por meio de unidades como: mili-Pascal (mPa), milíme- 

tros de mercúrio (mmHg), quantidade por metro qua- 

drado (psi) e atmosferas (atm) (PANNA, 2006). 

Massa Pressão de Solubilidade Log Kow Log Koc Meia-vida 

Molar vapor (mmHg) (mg/L) (dias) 

Aldrin (1) 364,93 1.2x10 -4 0,027 6,50 7,67 730 a 

(25ºC) (27ºC) 14245 (a) 

HCB (10) 284,79 1,73x10 -8 0,005 5,73 6,08 365 a 

(25ºC) (25ºC) 7305 (c) 

Clordano (3) 409,8 2,2x10 5 a 0,056 (20ºC) 5,54 a 6,00 3,49 a 5,57 730 a 

2,9x10 5 (25ºC) 5479 (a) 

DDT (4) 355,49 1,60x10 -7 Insolúvel 6,91 5,18 730 a 

(20ºC) 14245 (a) 

Dieldrin (5) 380,93 5.89x10 - 0,186 (25ºC ) 6,2 6,67 3652 a 

6 (25ºC) 4383 (d) 

Dioxinas (6) 459,8 7,4x10 -10 2x10 -4 (25ºC) 6,8 - > 4383 (g) 

(25ºC) 

Endrin (7) 380,93 2,7x10 -7 0,23 (25ºC) 5,34 5,2 3650 a ) 

(25ºC) 4383 (b 

Furanos (8) 68,08 3,3x10 -5 Insolúvel 2,67 - 986 a 

(20ºC) 8336 (b) 

Heptacloro (9) 373,5 3x10 -4 0,056 (25ºC) 5,44 4,34 > 730 (e) 

(20ºC) 

Mirex (11) 545,50 3 x 10 -74 0,2 (24ºC) 5,28 3,763 4383 (f) 

(25ºC) 

PCB (2) 188,7 a 498,7 4x10 -4 a 0,24 a 0,59 4,7 a 5,6 - 10 a 548 (b) 

6.7x10 -3 (25ºC) (25ºC) 

Toxafeno (12) 414 a 413,8 3x10 -7 (25ºC) 0,4-0,3(25ºC) 3,3 3,69 100 a 4383 (g) 

Fonte: (1) Machado Neto (2002); (2) Salgado (2002); (3) Oliveira (2002a); (4) Jesus (2002); (5) Leite (2002); (6) Nascimento (2002); 

(7) Assumpção (2002); (8) Martins (2002); (9) Lima (2002); (10) Toledo (2002); (11) Fernícola (2002); (12) Oliveira (2002b); (a) Gaynor 

(2001); (b) Adeola (2004); (c) Oliveira (2002a); (d) Nascimento (2002); (e) Lima (2002); (f) Fernícola (2002); (g) GEF (2006). 


A partição do contaminante entre as fases líquida e 

gasosa do solo é determinada pela pressão de vapor 

da substância e sua solubilidade em água. Das três 

fases constituintes do solo, a líquida e a gasosa são 

móveis e, portanto determinam à mobilidade do 

poluente (CETESB, 2001). 

Os POPs, por serem semi-voláteis, podem ser transportados 

pelos ventos na forma gasosa por milhares 

de quilômetros, até encontrarem temperaturas mais 

baixas (Duarte, 2002). Quando isto ocorre, são 

condensados diretamente na superfície do solo ou nas 

partículas presentes em aerossóis, que serão deposita- 

das posteriormente por intermédio da neve ou das 

chuvas. A sua semi-volatilidade favorece o seu apare- 

cimento em fase gasosa e a sua adsorção em partículas 

atmosféricas, o que facilita o transporte aéreo por lon- 

gas distâncias (Fulgêncio, 2006). De acordo com 

Paraíba e Saito (2005) a pressão de vapor e a solubili- 

dade, em geral, diminuem com aumento da massa 

molecular. Tais propriedades vão indicar que alguns 

poluentes podem ser encontrados tanto na fase gaso- 

sa do ar quanto sorvido em partículas orgânicas sóli- 

das ou partículas contendo carbono orgânico em sus- 

pensão no ar. 

A pressão de vapor mostra a tendência que o com- 

posto tem de volatilizar, seu estado puro, de acordo 

com a temperatura (CETESB, 2001). Essa propriedade 

é importante por indicar o potencial de volatilização 

de um poluente. O clordano, com pressão de vapor 

entre 2,2x10 5 a 2,9x10 5 mmHg a 25ºC, é o mais volátil 

de todos POPs. Assim, quanto maior a pressão de 

vapor, maior a tendência desse poluente encontrar-se 

no estado gasoso, ou seja, o quão rapidamente ele irá 

evapora do solo. 

Solubilidade em Água (Sw) é a medida do quanto 

uma determinada substância irá se dissolver na água. 

É expressa como sendo a quantidade mínima de um 

composto ou substância que irá se dissolver comple- 

tamente em um litro de água. É normalmente expressa 

em mg L -1 ou ppm ou µg L -1 ou ppb. Quanto maior o 

valor, mais solúvel em água (PANNA, 2006). 


51 

Os POPs são compostos que possuem baixa solu- 

bilidade na água, mas alta solubilidade nos lipídeos, 

o que tem como principal conseqüência a sua acumu- 

lação nos tecidos adiposos. Esta característica, aliada 

à sua persistência (intervalo de tempo que um com- 

posto é capaz de permanecer no ambiente antes de ser 

degradado em outros compostos mais simples), 

potencia a sua perigosidade ao nível da cadeia alimentar, 

e consequentemente, os riscos de exposição dos 

consumidores de topo, como é o caso do homem. 

Alleoni (2002) comenta que a tendência dos 

pesticidas serem lixiviados no perfil do solo está inti- 

mamente relacionada com sua solubilidade em água e 

seu potencial de ser retido pelas partículas do solo. 

Alta solubilidade em água favorece a lixiviação dos 

defensivos (GEF, 2006). 

Pelo valor da solubilidade é possível determinar o 

quanto a substância irá se dissolver na água. Assim, 

quanto menor o valor da solubilidade, menos solúvel 

na água será o poluente (PANNA, 2006). Enquanto 

alguns POPs são pouco solúveis em água, o toxafeno 

é quase insolúvel na água e o furanos e o DDT são 

insolúveis em água. 

Coeficiente de Adsorção (Koc) é a concentração do 

ingrediente ativo em estado de sorção (aderido às partícu- 

las do solo) e na fase de solução (dissolvido na água do 

solo). Este coeficiente vai indicar a concentração do 

poluente na solução do solo. Quanto menor o valor de 

Koc, maior será a concentração do POP na solução do 

solo. Substâncias ou moléculas com valores pequenos 

de Koc são mais propensas a serem lixiviadas do que 

aquelas com maior Koc. Devido à alta variação em escala 

desta medida, este valor pode ser expresso em logaritmo 

de Koc (log Koc). O Koc está correlacionado com o coefici- 

ente de partição octanol-água, Kow. Poluente com altos 

valores de Koc são tipicamente pouco solúveis na água e 

são preferencialmente sorvidos ao solo, significando que 

moléculas com esta característica apresentam menor pro- 

babilidade de serem carreadas dissolvidas no escoamento 

superficial, embora isto ocorra quando aderidas a sedi- 

mentos (Prata e Lavorenti, 2002; FAO, 2000). 


52 52 


O coeficiente de sorção de um poluente no carbo- 

no orgânico do solo, Koc, mede a afinidade do poluente 

orgânico no solo e pode ser usado como um indicador 

da afinidade do poluente pela matéria sólida do solo. 

De acordo com Fernícola (2002), o valor de coeficiente 

de adsorção (Koc), indica que o mirex adsorve forte- 

mente à matéria orgânica no solo e aos sedimentos 

(Fernícola, 2002). Para Jesus (2002) a forte adsorção de 

DDT ao solo pode ser prognosticada pelo coeficiente 

de partição carbono orgânico (Koc). Já o coeficiente de 

adsorção ao carbono orgânicos do solo (log Koc), para 

o heptacloro indica alta tendência à adsorção ao solo 

e, conseqüentemente, não se espera que seja lixiviado 

para água subterrânea na maioria dos locais (Lima, 

2002). 

O Coeficiente de Partição-Octanol-Água (Kow) é a 

medida de como uma substância química se distribui 

entre dois solventes imiscíveis: água (solvente polar) 

e octanol (solvente apolar). É a proporção (razão) entre 

a concentração de uma substância na fração de octanol 

e a concentração que está solubilizada na camada de 

água. Assim, é um número sem unidade definida com 

valor dependente da temperatura. O valor de Kow pro- 

vê a indicação sobre a polaridade das moléculas e é 

frequentemente usado como base para entendimento 

de como estas possa se distribuir nos tecidos adiposos 

dos animais. Por exemplo, pesticidas com meia vida 

longa e alto Kow tendem a se bioacumular (PANNA, 

2006). O Kow é importante para definir o destino das 

moléculas orgânicas no ambiente e as combinações 

entre as substâncias. Pesticidas lipofílicos (log Kow > 

4, mais solúvel em octanol e menos solúvel em água), 

tendem a se acumular em materiais lipídicos, como 

por exemplo, a fração orgânica do solo. Os hidrofílicos 

(log Kow < 1, mais solúvel em água e menos solúveis 

em octanol), tendem a apresentar baixa sorção ao solo 

e ao sedimento e baixa bioconcentração (aumento imediato 

da densidade de um poluente assim que passa 

da água para um organismo aquático) à vida aquática 

(Regitano, 2002). Também a partição dos contaminantes 

entre as fases sólida e líquida do solo pode ser estima- 

da a partir do coeficiente octanol-água - (Kow). Para 

compostos fracamente adsorvidos, o movimento dos 

gases no solo pode ser um importante mecanismo de 

transferência entre as fases sólida e gasosa do solo 

(CETESB, 2001). 

Segundo Lima (2002) o coeficiente de partição 

octanal/água (log Kow), para o heptacloro, indica um 

alto potencial de bioconcentração e biomagnificação 

(soma das sucessivas absorções de um poluente feitas 

por via direta, ou via alimentar, por espécies aquáticas) 

na cadeia alimentar aquática. Além de Kow e Koc, 

o potencial de lixiviação (a concentração na água do 

solo/concentração no solo), e o potencial de 

volatilização (concentração no ar do solo/concentra- 

ção no solo), determinado em estudos laboratoriais, 

são propriedades importantes, uma vez que o 

heptacloro pode permanecer no solo durante muitos 

anos. O potencial de lixiviação de um poluente orgâ- 

nico é frequentemente estimado com o auxilio do ín- 

dice GUS de Gustafson (1989), o qual compõe em seus 

cálculos, o coeficiente de sorção e a meia-vida do 

poluente no solo. 

Persistência é expressa como meia-vida (t 1/2 ) e é o 

tempo (em dias, semanas ou anos) requerido para a 

concentração da substância ser dissipada no ambiente 

em 50%. O decréscimo é causado por processos bio- 

lógicos (causado por degradação com atuação de organismos 

vivos - biodegradação) e abióticos (causados 

por processos físico-químicos como hidrólise, fotólise 

e oxidação, que abrangem os processos de 

mineralização, degradação, formação de resíduos liga- 

dos, absorção e transporte). Como resultado final, tem- 

se compostos minerais como gás carbônico, água, ácido 

clorídrico, dióxido de enxofre e substâncias inter- 

mediárias que podem ter relevância ambiental (FAO, 

2000; PANNA; 2006). 

O uso de POPs na agricultura resulta em resíduos 

no solo, que podem persistir durante anos. Em condições 

tropicais, os resíduos de inseticidas são menos 

persistentes que em condições temperadas(ATSDR, 

2002a; GEF, 2006). 

Para Leite (2002) a meia vida do inseticida no solo 

depende de fatores tais como tipo, conteúdo de umidade 

e profundidade de contaminação. 


A meia vida no solo depende, também, das propri- 

edades de cada solo. Segundo Machado Neto (2002) a 

meia vida do solo depende da textura. Machado Neto 

(2002), comenta que a meia-vida de aldrin aplicada no 

solo argiloso, nas dosagens de 3, 9 e 15 kg/ha, em 

1974, foi de 79,21, 97,09 e 88,53 dias. Já em solos 

arenoso, a meia vida do aldrin, aplicado nas mesmas 

dosagens, foi de 41,69; 36,48 e 45 dias, respectivamente. 

A perda de resíduos de aldrin foi maior em 

solo limo-arenoso que em solo limo-argiloso. 

Os poluentes cuja meia-vida no solo é relativamen- 

te alta e o coeficiente de sorção no solo é relativamente 

baixo, ou com alta solubilidade em água, são classificados 

como poluentes lixiviantes por causa do valor 

do índice GUS. 

6. Matéria orgânica e sua relação com os POPs 

O conteúdo de matéria orgânica do solo é um fator 

que altera a mobilidade do solo. É pouco provável que 

o POP se mobilize de um solo com alto conteúdo de 

matéria orgânica (Lima, 2002). De acordo com Salgado 

(2002) a forte sorção de PCBs à matéria orgânica do 

solo e argila, inibe a captação de PCBs pelas plantas, 

através das raízes. 

De acordo com Oliveira (2002a), o clordano é 

adsorvido pela matéria orgânica no solo, e volatiliza 

lentamente com o tempo. 

A matéria orgânica e argila são os componentes do 

solo e sedimento que mais influem na adsorção de 

pesticidas. Quanto maior o teor de matéria orgânica 

dos sedimentos, maior a tendência de adsorção dos 

contaminantes. Este fato pode ser comprovado ao com- 

pararmos os teores de matéria orgânica com os resíduos 

quantificados. Ghiselli et al. (2000) observaram em 

uma área contaminada, com pesticidas da classe DRIS 

durante 20 anos, que o solo ali amostrado apresentou 

baixa concentração de matéria orgânica e que mesmo 

não tendo sido observado nenhuma relação entre os 

níveis de carbono orgânico e o nível de contaminantes, 

as amostras com os mais altos níveis de carbono orgâ- 


53 

nico foram aquelas que apresentaram os maiores teo- 

res de compostos organoclorados em estudo, mostrando, 

portanto uma forte relação entre a concentração de 

matéria orgânica e o aumento da capacidade de sorção 

do solo a compostos orgânicos estranhos. 

Cotta (2003) cita que vários mecanismos têm sido 

propostos para adsorção de pesticidas pela matéria 

orgânica. Dois ou mais podem ocorrer ao mesmo tem- 

po, dependendo da natureza do pesticida e da super- 

fície da matéria orgânica. Os mecanismos mais prová- 

veis de adsorção de pesticidas na matéria orgânica são: 

atração de Van der Walls, ligações hidrofóbicas, liga- 

ções de hidrogênio, transferência de carga e troca 

iônica. 

Segundo GOSS (1992) em solos orgânicos raramen- 

te ocorre perda de pesticida por escoamento superfici- 

al e lixiviação. O autor cita ainda que, pesticidas com 

Koc > 300 mL g -1 são fortemente adsorvidos pela matéria 

orgânica. O potencial de perda de pesticidas pela 

água superficial ou lixiviação depende da combinação 

de pesticida, solo, clima e fatores de manejo. 

7. Evolução das legislações dos POPs no Brasil 

As restrições quanto ao uso de PCBs foram im- 

plantadas pela Portaria Interministerial Nº. 19, de 2 

de janeiro de 1981, proibindo a fabricação, comerci- 

alização e uso deste produto (Brasil, 1981). Em 1983, 

foi assinada a Instrução Normativa Nº. 1, de 10 de 

junho, que disciplina as condições a serem observa- 

dos no manuseio, armazenamento e transporte de 

PCBs e/ou resíduos contaminados com PCBs (Brasil, 

1983). 

Em 1985, os organoclorados aldrin, BHC, toxafeno, 

DDT, endrin, heptacloro, tiveram a comercialização e 

distribuição proibida, pela Portaria nº. 329, de 2 se- 

tembro de 1985, do Ministério da Agricultura e Pecu- 

ária, considerando a necessidade de resguardar a saú- 

de humana e animal e o meio ambiente da ação de 

pesticidas comprovadamente de alta persistência e/ou 

periculosidade(MAPA, 1985). 


54 54 


Em 1995, teve início uma série de negociações para 

controlar o uso, produção e liberação de POPs. Para 

tanto, foi criado um grupo de especialistas que identi- 

ficou, com base em critérios científicos, doze poluentes 

químicos orgânicos persistentes, também conhecidos 

como “os doze sujos” (the dirty dozen). Assim, os 

POPs, foram alvos para uma imediata ação por parte 

da Convenção de Estocolmo, por serem estes, químicos 

capazes de trazer um enorme malefício aos seres 

humanos, à vida selvagem e ao meio ambiente (Nass e 

Francisco, 2002). 

Em 1999, foi criada a lei dos agrotóxicos para 

proibir o uso de substâncias que representem riscos 

à saúde humana e ao meio ambiente. Esta lei 

regulamenta desde a pesquisa e fabricação dos 

pesticidas até a comercialização, aplicação, contro- 

le, fiscalização e também o destino da embalagem. 

Impõe ainda a obrigatoriedade do receituário agro- 

nômico para venda de pesticidas ao consumidor. 

Também exige registro dos produtos nos ministéri- 

os da Agricultura e da Saúde e no Instituto Brasi- 

leiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais 

Renováveis -IBAMA. 

A CETESB estabelece que valores orientadores são 

concentrações de substâncias químicas que fornecem 

orientação sobre a condição de qualidade de solo e de 

água subterrânea, utilizados como instrumentos para 

prevenção e controle da contaminação e gerenciamen- 

to de áreas contaminadas sob investigação. 

Em 2001, a CETESB, publicou a primeira lista de 

valores orientadores para Solos e Águas Subterrâneas 

para o Estado de São Paulo, contemplando 37 subs- 

tâncias, e o Relatório de Estabelecimento de Valores 

Orientadores para Solos e Águas Subterrâneas no Es- 

tado de São Paulo. Quatro anos depois, a CETESB 

publicou uma nova lista de valores orientadores agora 

contemplando 84 substâncias, sendo definidos três 

valores orientadores para solo e água subterrânea. O 

Valor de Referência de Qualidade é a concentração de 

determinada substância no solo ou na água subterrâ- 

nea, que define um solo como limpo ou a qualidade 

natural da água subterrânea. O Valor de Prevenção 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 quali- 

dade de um solo capaz de sustentar as suas funções 

primárias, protegendo-se os receptores ecológicos e a 

qualidade das águas subterrâneas. O Valor de Inter- 

venção é a concentração de determinada substância 

no solo ou na água subterrânea acima da qual existem 

riscos potenciais, diretos ou indiretos, à saúde huma- 

na, considerando um cenário de exposição genérico 

(CETESB, 2005). 

A área será classificada como Área Contaminada 

sob Investigação quando houver constatação da presença 

de contaminantes no solo ou na água subterrâ- 

nea em concentrações acima dos Valores de Interven- 

ção, indicando a necessidade de ações para resguar- 

dar os receptores de risco, devendo seguir os procedi- 

mentos de gerenciamento de área contaminada 

(CETESB, 2005). 

Em maio de 2001, o Brasil assinou, o Tratado In- 

ternacional denominado Convenção de Estocolmo, que 

tem a finalidade de banir a utilização e comercializa- 

ção dos 12 POPs citados anteriormente. Entretanto, o 

heptacloro ainda é utilizado no Brasil, principalmente 

como preservativo de madeira. De acordo com 

um mecanismo daquela Convenção, que permite 

criar exceções específicas, o país terá um prazo de 

cinco anos, após sua entrada em vigor, para proce- 

der à substituição ou eliminação do uso do heptacloro 

(Lima, 2002). 

A Convenção de Estocolmo entrou em vigor no 

Brasil em 2004, quando foi assinado o Decreto 

Legislativo nº. 204, de 07 de maio, aprovando o texto 

da Convenção de Estocolmo sobre Poluentes Orgâni- 

cos Persistentes, adotada, em 22 de maio de 2001. 

Entretanto, o texto da Convenção de Estocolmo sobre 

POPs, somente foi promulgado no Brasil, em 2005, 

quando foi assinado o Decreto n.º 5.472, de 20/06/ 

2005 (MRE, 2005). 

A aplicação de valores limites na avaliação de áreas 

contaminadas é um auxílio importante para a ges- 


tão ambiental nos âmbitos estadual e municipal.. Essa 

aplicação só será possível com a criação de leis, com 

base na existência de valores de investigação, que irão, 

assim, determinar a necessidade de uma investigação 

detalhada, e valores de intervenção, que determinam 

a necessidade de uma medida de remediação/ conten- 

ção/ defesa ao perigo, uma vez ultrapassados. 

Quando se trata de solos de áreas contaminadas 

(AC), ainda não existe uma legislação específica para 

as questões que envolvam essas áreas. Apenas no Es- 

tado de São Paulo, a CETESB tem atuado na expansão 

sobre esse tema, criando normas que auxiliam no con- 

trole e intervenção de AC. 

Apesar do que foi definido na Convenção de Esto- 

colmo (UNEP, 2006), alguns países continuam utiliza- 

do estes inseticidas, muitas vezes em decorrência de 

“doações não solicitadas” feitas por países onde o uso 

do composto foi proibido, mas que ainda possuem 

reservas do mesmo. O uso do de tais produtos repre- 

senta um risco de contaminação global, em decorrên- 

cia de utilização incorreta, ou descarte inadequado do 

produto no ambiente. 

8. Ocorrência de POPS em solos do Brasil 

Os solos constituem um sumidouro natural para os 

POPs que tendem a se adsorver fortemente à fração de 

carbono orgânico e permanecer relativamente imóveis 

neste “depósito”. Os poluentes constituem uma matriz 

típica para se traçar o histórico de contaminação pelos 

POPs em um dado local, desde que se faça um levanta- 

mento ao longo do tempo que permita traçar a trajetória 

predominante de contaminação (UNEP, 2002). 

Apesar do uso intensivo de pesticidas no Brasil, 

há poucos valores publicados na literatura sobre a ocor- 

rência de Poluentes Orgânicos Persistentes em solos 

brasileiros, sendo os estados do sudeste do Brasil os 

que mais estudam este assunto. 

No Estado de São Paulo, por exemplo, há comprovados 

níveis de POPs encontrados em solos, água, se- 


55 

dimentos (Filizola et al., 2002; Cotta, 2003; CETESB, 

2005; Marques, 2005) e até em leite humano (Flores et 

al., 2004). A preocupação em se estudar o comporta- 

mento e níveis de pesticidas neste estado, dá-se devido 

ao poder econômico da região e ao uso intensivo de tais 

compostos na agricultura, por décadas, bem como pe- 

los resíduos industriais produzidos que, quando 

lixiviados, contaminam o meio ambiente como um todo. 

Talvez o fato de estarmos em um país tropical, pos- 

sa tendenciar níveis de contaminação por POPs bai- 

xos ou não detectáveis. De acordo com Duarte (2002) a 

tendência desses organoclorados é migrar dos trópi- 

cos para os pólos graças ao “efeito gafanhoto”, ou destilação 

global, mecanismo que favorece a distribuição 

dos poluentes no globo em função de sua volatilidade 

que dependerá da temperatura de acordo com a latitu- 

de. Devido às variações de temperatura, o gradiente 

de concentrações dos POPs em direção aos pólos é 

sempre positivo. Assim, pelo fato das regiões frias 

possuírem menos insolação a estabilidade destes com- 

postos é maior que nos trópicos, fazendo com que o 

processo de destilação global resulte na acumulação 

destes compostos nesta região. 

Os POPs são ou foram amplamente utilizados e 

responsáveis por grande parte da contaminação 

ambiental, por isso estão sujeitos a valores orientadores 

que objetivam proteger a saúde pública. Diferentes 

agências ou órgãos podem ter, entretanto, diferentes 

valores considerados como “seguros”. Estas diferen- 

ças refletem, geralmente, as variadas perspectivas das 

agências regulamentadoras, o tipo de dado revisado 

em cada nível e os diferentes objetivos finais. Várias 

evidências conclusivas demonstram, entretanto, que 

quaisquer destes valores orientadores, fornecem pro- 

teção e são melhores do que a inexistência de qual- 

quer parâmetro de avaliação (Leite, 2002). 

Na tabela 2, estão citados os valores orientadores 

de apenas cinco POPs para solos do estado de São 

Paulo, publicado pela CETESB (2005). 

Apesar de ser um estudo realizado em áreas de 

São Paulo, os valores mostrados na Tabela 2 são toma- 


56 56 


dos como referência para outros estados do Brasil. 

Cabe, aos órgãos competentes preocupados com a qualidade 

dos agroecossistemas, elaborarem estudos, pes- 

quisas e publicações com uma lista preliminar de va- 

lores orientadores para proteção da qualidade de so- 

los e das águas subterrâneas. 

Em Sergipe, por exemplo, as leis estaduais não 

contemplam limites que estabeleçam os níveis de POPs 

que por ventura sejam encontrados em solo sergipa- 

no. Apesar de não possuir um histórico detalhado do 

uso de POPs em Sergipe, não podemos concluir que 

não possam ser encontradas tais substâncias neste 

estado. Embora o uso e níveis de pesticidas em Sergipe 

sejam menores que em outros estados, podemos de- 

duzir que em algum período das últimas décadas, os 

agricultores tenham usado na lavoura concentrações 

desordenadas de inseticidas, sobretudo depois da 

Revolução Industrial e da Revolução Verde. Tal fato 

somente será esclarecido quando forem realizados estudos 

com objetivo de encontrar níveis de POP em 

solos de Sergipe, para que seja possível elaborar uma 

lei estadual com valores orientadores. 

Pouco se sabe sobre a ocorrência de POPs em ater- 

ro sanitário e/ou lixões, ou até mesmo em lodo de 

esgoto, resíduo produzido em Estações de Tratamento 

de Esgoto que vem sendo utilizado na agricultura. A 

questão é saber se os poluentes possuem boa afinida- 

de com solos com elevada matéria orgânica. Será que 

essas substâncias, não estão sendo lixiviadas, nestas 

áreas, da superfície do solo, para as águas da superfície 

e lençol freático? E as pessoas que ali freqüentaram 

não teriam sido contaminadas, além de doenças ocasi- 

onadas pela freqüente visita a tais locais, pelo contato 

com o solo e o ar contaminado por tais compostos? 

Será que em solos desses locais há quantidade de POPs 

presentes e em que concentrações e em áreas próxi- 

mos a tais lugares, estariam com valores que compro- 

meteriam o desequilíbrio do ecossistema? Tais ques- 

tões serão respondidas após estudo em solos e áreas 

potenciais de contaminação. 

9. Considerações finais 

As propriedades físico-químicas dos POPs, tais 

como pressão de vapor, solubilidade, log Kow, log Koc 

predizem bem o comportamento desses poluentes no 

solo e podem ser utilizados como indicadores da qua- 

lidade do solo. 

Tabela 2. Valores orientadores de POP para solo do Estado de São Paulo 

Comprovada a presença de valores máximos permitidos 

para qualquer Poluente Orgânico Persistente 

em solos agrícolas, as atividades agrícolas na área de- 

verão ser interditadas, visto que, o poluente encontra- 

do constitui uma ameaça ao meio ambiente, já que 

permanece no solo por vários anos e a depender de 

suas propriedades físico-químicas, migra do solo por 

lixiviação, evaporação ou escoamento superficial para 

contaminar o ar ou a água, sendo bioacumulado ao 

longo da cadeia alimentar. 

A perda de áreas agricultáveis pelo fato de estarem 

contaminadas constituem perda em produção agrícola, 

ou seja, menos áreas plantadas, menos produção 

Substância Solo (mg kg -1 de peso seco) (1) 

Prevenção Intervenção em áreas Agrícola (AP Max) (2) 

Aldrin 0,0015 0,003 

Dieldrin 0,043 0,2 

Endrin 0,001 0,4 

DDT 0,010 0,55 

PCBs 0,0003 0,01 

Fonte: CETESB (2005) 

(1) Procedimentos analíticos devem seguir SW-846, com metodologias de extração de inorgânicos 3050b ou 3051 ou 

procedimento equivalente. 

(2) APMax - Área de Proteção Máxima 


de produtos agropecuários, bem como, prejuízo para 

o produtor e para a população. 

Apesar de no Brasil existerem leis federais como 

a Resolução N.º 357, de 2005, do Conselho Nacional 

do Meio Ambiente-CONAMA, e a Portaria N.º 518, 

de 2004, do Ministério da Saúde, as quais estabele- 

cem valores limites para a presença de POPs em água, 

não há, contudo, leis que estabeleçam valores para o 

solo. 


57 

É preciso investir em pesquisas com o objetivo de 

estabelecer valores orientadores para POPs em solo em 

todo território nacional, já que a presença de POPs no 

solo, mesmo em baixas concentrações, representa preo- 

cupação por causarem efeitos tóxicos nocivos aos se- 

res vivos. Essas pesquisas devem estabelecer valores 

não só para solos de áreas agrícolas, mas também para 

aquelas áreas que representem direta ou indiretamente 

perigo para a população e meio ambiente como é 

caso dos aterros sanitários e lixões. 


58 58 


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