a poluição atmosférica em cuiabá-mt - Departamento de Geografia ...

UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO
INSTITUTO DE CIÊNCIAS HUMANAS E SOCIAIS
PROGRAMA DE PÓS GRADUAÇÃO EM GEOGRAFIA
DEPARTAMENTO DE GEOGRAFIA
A POLUIÇÃO ATMOSFÉRICA EM CUIABÁ-MT: A
ÁGUA DE CHUVA, DEPOSIÇÃO SECA E MATERIAL
PARTICULADO INALÁVEL
RODRIGO MARQUES
ORIENTADORA: PROFª DRA. CLEUSA APARECIDA
GONÇALVES PEREIRA ZAMPARONI
CUIABÁ/MT
DEZEMBRO/2006

UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO
INSTITUTO DE CIÊNCIAS HUMANAS E SOCIAIS
PROGRAMA DE PÓS GRADUAÇÃO EM GEOGRAFIA
DEPARTAMENTO DE GEOGRAFIA
A POLUIÇÃO ATMOSFÉRICA EM CUIABÁ-MT: A
ÁGUA DE CHUVA, DEPOSIÇÃO SECA E MATERIAL
PARTICULADO INALÁVEL
RODRIGO MARQUES
Dissertação de Mestrado
apresentada ao Programa de Pós
Graduação em Geografia, Instituto
de Ciências Humanas e Sociais,
Universidade Federal de Mato
Grosso, como parte dos
requisitos para obtenção do título
de Mestre em Geografia.
ORIENTADORA: PROFª DRA. CLEUSA APARECIDA
GONÇALVES PEREIRA ZAMPARONI
CUIABÁ/MT
DEZEMBRO/2006

FICHA CATALOGRÁFICA
M357p Marques, Rodrigo
A poluição atmosférica em Cuiabá-MT: a água
de chuva, deposição seca e material particulado
inalável / Rodrigo Marques. – 2006.
x, 113p. : il. ; color.
Dissertação (mestrado) – Universidade Federal
de Mato Grosso, Instituto de Ciências Humanas e
Sociais, Pós-Graduação em Geografia, 2006.
“Orientação: Profª Drª Cleusa Aparecida
Gonçalves Pereira Zamparoni”.
Índice para Catálogo Sistemático
1. Poluição atmosférica – Cuiabá (MT)
2. Chuva ácida
3. Material particulado inalável
4. Água de chuva – Análise química
CDU – 504.3.054(817.2)

“sonho que se sonha só, é
só um sonho que se sonha
só, mas sonho que se sonha
junto é realidade”
Raul Seixas

AGRADECIMENTOS
À Deus pela força e coragem que me deu para alcançar este objetivo.
À minha mãe (Sr.ª Neuza), meus irmãos (João Paulo e Vivianne), meu pai
(Sr. João, “in memorian”) e familiares pela paciência e apoio às minhas
atividades.
À Lisa, pela paciência e apoio durante o mestrado.
À Prof.ª Dr.ª Cleusa, por ter aceitado ser minha orientadora, mesmo sabendo
dos desafios que viriam pela frente, e pelo incentivo dado sobre a temática
desde o 2° semestre da graduação.
Ao Prof. Dr. Edinaldo pelo apoio dado, além de ter cedido estrutura física
para a parte analítica e apoio financeiro para os trabalhos em São Paulo para
a execução dos trabalhos. Sem este apoio, não seria possível chegar aos
resultados alcançados.
À Prof.ª Dr.ª Ana Brandão, por ter aceitado ser examinadora nesta banca e
pelas colaborações para a melhora deste trabalho.
À Prof.ª Dr.ª Adalgiza Fornaro (IAG/USP) por todo apoio dado desde que nos
conhecemos durante a Acid Rain Conference 2005, e pela viabilização dos
trabalhos em São Paulo, inclusive tendo me hospedado em sua casa,
agradecimento que estendo ao seu esposo Prof. Dr. Mauro A. La-Scalea.
A Aparecida e a Sumaia, bolsistas do Laboratório de Metais Pesados (dept.°
de Química/UFMT) pela realização das análises e coleta dos dados quando
precisei me ausentar.

Aos Técnicos da USP: Rosana (IAG), Ana Lúcia (IF) e Fabiano (IAG) pelo
acompanhamento nas atividades de pesagem no Laboratório de Balanças do
Instituto de Física da USP.
Aos funcionários da CETESB, principalmente ao Sr. Carlos Roberto Machi, a
Sr.ª Maria Helena R. B. Martins, e Jesuíno Romano, pela acolhida e
treinamento para operacionalizar o amostrador dicotômico.
Ao colega MSc. Aléscio Afachim (INESUL/Londrina) pela troca de
informações, e também pelo auxílio na elaboração do coletor de chuva
utilizado.
Aos acadêmicos Waldinei, Lucimar e Wanessa pela realização da coleta da
deposição seca.
À PROVIVAS, e aos Srs. Carlos Augusto Abicalil e Ságuas Moraes de
Souza, pelo incentivo e empenho institucional que propiciou nossa
participação na 7 th International Conference on Acid Deposition (Acid rain
2005) em Praga (República Tcheca).
Aos amigos Ângelo e Emerson, sempre solidários e colaboradores nas
dificuldades encontradas durante o mestrado.
Aos professores e servidores da pós-graduação, em especial: Peter, Gilda,
Ivaniza e Regina. Aos colegas Hugo, Simone, Jully, Cleire, Suzethe e Gizelle.
À CAPES pela bolsa de estudos durante o mestrado.
A todas as pessoas que direta ou indiretamente contribuíram para a
realização deste trabalho, meus sinceros agradecimentos.

RESUMO
MARQUES, Rodrigo. A poluição atmosférica em Cuiabá – MT: água de chuva,
deposição seca e material particulado inalável. Orientadora: Cleusa Aparecida
Gonçalves Pereira Zamparoni. Cuiabá: UFMT/ICHS; CAPES, 2006. Dissertação
(Mestrado em Geografia).
Com o passar das décadas se acentuou a preocupação com as
problemáticas relacionadas à poluição atmosférica, sobretudo nas regiões mais
industrializadas. O presente trabalho teve como objetivo analisar a poluição
atmosférica em Cuiabá-MT a partir da análise da composição da água de chuva,
deposição seca e material particulado inalável. Foi instalado um coletor de chuva
manual no Campus da Universidade Federal de Mato Grosso, onde se realizou a
coleta de água de chuva entre 20/02/2006 a 02/07/2006, totalizando 38 amostras;
e de deposição seca entre 12/08/2006 e 30/09/2006, totalizando 30 amostras.
Também foi instalado um amostrador dicotômico onde foi realizada a amostragem
de material particulado inalável (MP10) entre 02/09/2006 e 02/11/20006, num total
de 60 dias amostrados. Verificou-se nos resultados que mesmo ocorrendo chuvas
com pH inferior a 5,6, o que caracteriza a chuva ácida, a concentração dos
poluentes existentes nas chuvas não é suficiente para causar graves
conseqüências para o ambiente, sendo assim considerada uma área ainda não
impactada pelas chuvas ácidas. A análise da deposição seca ficou limitada em
função de não ter sido possível a análise química das amostras, mas os valores
de pH e condutividade indicam que as substâncias predominantes sejam alcalinas,
oriundas possivelmente das queimadas. Em relação às concentrações de material
particulado inalável se constatou que há uma considerável diferença quando
comparados os dados do final da estação chuvosa com os do início da estação
chuvosa. Na estação seca houve o mesmo número de dias com a qualidade do ar
regular e boa, enquanto que na estação chuvosa predominou a qualidade do ar
boa. Um fator interessante foi como o ritmo de vida da cidade influenciou nos
resultados, pois nos finais de semana foram encontradas as concentrações mais
baixas. A falta de um monitoramento constante e uma série maior de dados
dificulta uma melhor compreensão sobre como a poluição atmosférica pode
interferir no cotidiano das pessoas. As três técnicas utilizadas neste trabalho
podem contribuir para a instalação de um programa de monitoramento da
qualidade do ar e das chuvas nesta cidade, que passa atualmente por uma série
de transformações econômicas e sociais.
Palavras- chave: poluição atmosférica, chuva ácida, material particulado inalável
i

ABSTRACT
MARQUES, Rodrigo. A poluição atmosférica em Cuiabá – MT: água de chuva,
deposição seca e material particulado inalável. Orientadora: Cleusa Aparecida
Gonçalves Pereira Zamparoni. Cuiabá: UFMT/ICHS; CAPES, 2006. Dissertação
(Mestrado em Geografia).
After many decades, preoccupation about atmospheric pollution problems
has been accented, principally in the industrialized areas. This research intends to
analyze the atmospheric pollution in Cuiabá City, by rainwater composition
analysis, dry deposition and particulate matter (PM10) in the 2006 year. A manual
rainwater collector has been installed in the University Federal of Mato Grosso
area, where rainwater was collected between February 20 th to July 2 nd , totalizing
38 rainwater samples; and dry deposition between August 12 th to September 30 th ,
totalizing 30 dry deposition samplers. Has been installed a dichotomous samplers
in the University Federal of Mato Grosso area, where was collected particulate
matter (PM10) between September 2 nd to November 2 nd , a total of 60 samplers. In
the results, has been identified that same with rainwater pH lower than 5,6, what
characterize acid rain, the pollutants concentration are not enough to provoke
serious consequences for environmental, being consider an area that was not
impacted by acid rain. Dry deposition analyses has been limited because was not
possible to analyze chemistry composition, but analyzing pH and conductivity
electric values is possible to believe that this deposition has alkaline substances,
probably from biomass burning. Considering particulate matter deposition was
possible to identify a significant difference between dry and wet season. During dry
season the numbers day with regular air quality was the same that good air quality
while that in the wet season it predominates good air quality. An interesting factor
was to analyze how City Life’s Rhythm has been influenced in the results, because
during weekends has been find lower concentrations. The lack of a bigger and
constant data series about Cuiabá City atmospheric pollution makes difficult to
understand better about air pollution can influence life’s people. The Three
techniques that have been used in this work can contribute for a monitoring
program of the air end rainwater quality in this city, that passes for a series of
economic and socials transformations.
Key-words: atmospheric pollution, acid rain, inhalable particulate matter
ii

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
IAP - Instituto Ambiental do Paraná
EPA - U. S. Environmental Protection Agency
CONAMA - Conselho Nacional de Meio Ambiente
CETESB -
Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do
Estado de São Paulo
OMS - Organização Mundial da Saúde
CIOSP -
Centro Integrado de Operações de Segurança Pública do
Estado de Mato Grosso
DNPM - Departamento Nacional de Produção Mineral
SEPLAN - Secretaria de Planejamento
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
DETRAN/MT - Departamento Estadual de Transito de Mato Grosso
IPDU - Instituto de Pesquisa e Desenvolvimento Urbano de Cuiabá
PIN - Programa de Integração Nacional
IF/USP - Instituto de Física da Universidade de São Paulo
IAG/USP -
ICET/UFMT -
Instituto de Astronomia, Geofísica e Ciências Atmosféricas da
Universidade de São Paulo
Instituto de Ciências Exatas e da Terra/ Universidade Federal
de Mato Grosso
UFMT - Universidade Federal de Mato Grosso
INPE - Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas
iii

LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Processo de formação dos poluentes primários e secundários......6
Figura 2 – Esquema da influência dos ventos na dispersão dos poluentes. .13
Figura 3– Fontes naturais e antropogênicas dos óxidos de enxofre e ciclo do
enxofre na natureza. ...............................................................................................16
Figura 4– Fontes naturais e antropogênicas dos óxidos de nitrogênio no
ciclo do nitrogênio na natureza...........................................................................17
Figura 5 - Mapa geomorfológico de Mato Grosso..................................................41
Figura 6 - Municípios com maior produção (toneladas) de calcário no ano de
2003. ............................................................................................................................43
Figura 7 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de algodão no
ano de 2004. ..............................................................................................................44
Figura 8 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de milho no ano
de 2004. ......................................................................................................................45
Figura 9 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de soja no ano de
2004. ............................................................................................................................45
Figura 10 – Mapa da Área de Estudo .........................................................................48
Figura 11 – Visão externa e interna do coletor de água de chuva.....................51
Figura 12 – Curvas de calibração para os parâmetros analisados na
composição da água da chuva. ...........................................................................53
Figura 13 – Dados das curvas de calibração utilizadas nas análises dos
parâmetros. ...............................................................................................................54
Figura 14 – Curva de Calibração do Fluxo Total do Amostrador Dicotômico..
......................................................................................................................................58
Figura 15 – Curva de Calibração do Fluxo Grosso do Amostrador Dicotômico
......................................................................................................................................58
iv

Figura 16 – Amostrador Dicotômico durante amostragem no Campus da
UFMT (02/09 a 02/11 de 2006)...............................................................................60
Figura 17 – Variação dos valores de pH e condutividade elétrica para o
período analisado entre 21/02/2006 a 02/07/2006. ..........................................63
Figura 18 – Variação da CMV para os valores de pH e condutividade elétrica
(μS/cm) para os meses entre fevereiro a julho de 2006................................64
Figura 19 – Variação da concentração (ppb) dos íons fluoreto, cloreto, nitrito
e fosfato nas 39 amostras coletadas entre 21/02/2006 a 02/07/2006.........65
Figura 20 – Variação da CMV mensal em Cuiabá-MT para pH e para os íons
cloreto e nitrito.........................................................................................................66
Figura 21 – Variação da CMV mensal em Cuiabá-MT para condutividade
elétrica (μS/cm) e concentração dos íons fluoreto, cloreto e nitrito, no
período de 21/02/2006 a 02/07/2006. ...................................................................67
Figura 22 – Variação da concentração (ppb) de nitrato e sulfato nas amostras
de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
......................................................................................................................................68
Figura 23 – Variação da CMV mensal de pH e da concentração (ppb) de
sulfato nas amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de
21/02/2006 e 02/07/2006..........................................................................................69
Figura 24 – Variação da CMV mensal para condutividade elétrica (μS/cm) e
concentração (ppb) de sulfato nas amostras de água de chuva em
Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006. ......................................70
Figura 25 – Variação da CMV mensal de pH e da concentração (ppb) de
sulfato nas amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de
21/02/2006 e 02/07/2006..........................................................................................71
Figura 26 – Variação da CMV mensal para condutividade elétrica (μS/cm) e
concentração (ppb) de nitrato nas amostras de água de chuva em
Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006. ......................................71
Figura 27 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e os valores obtidos de pH para as amostras de água de chuva em
Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006. ......................................73
v

Figura 28 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e os valores obtidos de condutividade elétrica (μS/cm) para as amostras
de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
......................................................................................................................................74
Figura 29 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e a concentração de sulfato (ppb) obtida para as amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006....................75
Figura 30 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e a concentração de cloreto (ppb) obtida para as amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006....................75
Figura 31 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e a concentração de fluoreto (ppb) obtida para as amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006....................76
Figura 32 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e a concentração de nitrato (ppb) obtida para as amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006....................77
Figura 33 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento
e a concentração de nitrito (ppb) obtida para as amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006....................78
Figura 34 – Variação entre os dados de pH e condutividade elétrica obtidos
nas amostras de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de
14/08/2006 e 28/09/2006..........................................................................................85
Figura 35 – Variação entre os dados de pH e condutividade elétrica obtidos
nas amostras de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de
14/08/2006 e 28/09/2006..........................................................................................86
Figura 36 – Variação entre os dados de pH para cada dia da semana obtidos
nas amostras de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de
14/08/2006 e 28/09/2006..........................................................................................87
Figura 37 – Variação entre os dados de condutividade elétrica para cada dia
da semana obtidos nas amostras de deposição seca em Cuiabá-MT, no
período de 14/08/2006 e 28/09/2006. ...................................................................87
Figura 38 – Variação entre os dados de pH conforme a direção de vento
predominante no dia da amostragem de deposição seca em Cuiabá-MT,
no período de 14/08/2006 e 28/09/2006. .............................................................88
vi

Figura 39 – Variação entre os dados de condutividade elétrica conforme a
direção de vento predominante no dia da amostragem de deposição
seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e 28/09/2006. .....................89
Figura 40 – Variação da concentração diária de MP10 para todo o período
amostrado, de 02/09/2006 a 02/11/2006. ............................................................90
Figura 41 – Filtro amostrado no 23° dia na estação seca ...................................94
Figura 42 - Filtro amostrado no 58° dia na estação chuvosa ..............................94
Figura 43 - Vista parcial da atmosfera de Cuiabá (campus UFMT) em
Setembro 2006 (estação seca) .............................................................................95
Figura 44 - Vista parcial da atmosfera de Cuiabá (campus UFMT) em Outubro
de 2006 (estação chuvosa). ..................................................................................95
Figura 45 – Variação da concentração média de material particulado inalável
(μg/m 3 ), e qual a contribuição do particulado fino e grosso na
composição total para todo o período amostrado, para o final da estação
seca e o início da estação chuvosa....................................................................96
Figura 46 – Variação da concentração média de material particulado inalável
(μg/m 3 ) para cada dia da semana, durante todo o período amostrado, o
final da estação seca e o início da estação chuvosa. ...................................97
Figura 47 – Probabilidade de distribuição normal dos dados para o final da
estação seca (02/09/2006 a 02/10/2006).............................................................99
Figura 48 – Probabilidade de Distribuição normal dos dados para o início da
estação chuvosa (02/10/2006 a 02/11/2006)....................................................100
Figura 49 – Boxplots dos dados do final da estação seca e do início da
estação chuvosa....................................................................................................101
vii

LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Principais fontes de poluição e poluentes.............................................8
Tabela 2 – Valores-limite nacionais de emissão aplicáveis ao SO2, NOx, COV
e NH3 a cumprir até 2010. ......................................................................................11
Tabela 3 – Índices de qualidade do ar em função do material particulado
atmosférico utilizado pela CETESB, com o significado de cada situação.
......................................................................................................................................33
Tabela 4 – Matriz de correlação de Pearson e seus respectivos p-valores
entre as variáveis pH (em concentração de H + ), condutividade elétrica,
volume de precipitação, nitrato e sulfato para as amostras de água de
chuva do período estudado..................................................................................72
Tabela 5 – Dados das CMV para cada variável em função da direção do vento
predominante no evento chuvoso. .....................................................................79
Tabela 6 – Comparativo entre os dados obtidos neste estudo com os
registrados em outros lugares do Brasil ..........................................................80
Tabela 7 – Comparativo entre os dados obtidos neste estudo com os
registrados em outros lugares do mundo ........................................................81
Tabela 8 – Concentração média volumétrica mensal dos íons e a sua
respectiva concentração estimada de bicarbonato .......................................82
Tabela 9 – Dados da concentração de material particulado inalável, situação
da qualidade do ar para o dia amostrado em função da concentração de
MP10, dia da semana em que ocorreu a amostragem, ocorrência ou não
de chuvas e registros de queimadas pelo satélite NOAA............................91
Tabela 10 - Análise de variância entre os dados de material particulado
amostrados no final da estação seca e início da estação chuvosa de
2006 em Cuiabá-MT...............................................................................................100
viii

ÍNDICE
RESUMO.................................................................................................................. i
ABSTRACT............................................................................................................. ii
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS................................................................ iii
LISTA DE FIGURAS.............................................................................................. iv
LISTA DE TABELAS.......................................................................................................viii
1. INTRODUÇÃO ............................................................................................. 1
2. REVISÃO CONCEITUAL............................................................................. 4
2.1. Poluição atmosférica.................................................................................. 5
2.2. Os ventos e a dispersão dos poluentes ................................................. 11
2.3. Chuva ácida .............................................................................................. 14
2.4. A acidificação das chuvas no mundo..................................................... 18
2.5. A acidificação das chuvas no Brasil....................................................... 25
2.6. Material particulado inalável.................................................................... 29
2.7. Deposição seca ........................................................................................ 33
2.8. Queimadas e saúde pública .................................................................... 35
3. ÁREA DE ESTUDO.................................................................................... 39
4. METODOLOGIA ........................................................................................ 49
ix

4.1. Coleta de água de chuva.......................................................................... 50
4.1.1 Análise química da água da chuva ......................................................... 53
4.1.2 Cálculos e estatísticas da água de chuva .............................................. 54
4.2. Coleta de material seco depositado........................................................ 56
4.3. Coleta de material particulado ................................................................ 57
4.3.1. Cálculos e pesagem do material particulado inalável........................... 60
5.1.1 Número de dias sem chuva e sua influência nos resultados ............... 72
5.1.2 Comparação das concentrações dos parâmetros analisados e cálculos
estimados para a concentração de bicarbonato (HNO3-)................................ 80
5.2 Resultados analíticos de deposição seca .............................................. 84
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS E PROPOSTAS .......................................... 102
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS............................................................... 105
x

1. INTRODUÇÃO
No passado geológico da Terra, as erupções vulcânicas emanavam uma
grande quantidade de partículas e poluentes para a atmosfera, o que
provavelmente provocava alguns efeitos posteriores. Com o surgimento do
homem, aparece também uma nova fonte emissora de poluentes para a
atmosfera, podendo-se mencionar as fogueiras e queimadas realizadas pelas
civilizações antigas, mas que teve o seu auge, sobretudo após o invento da
máquina a vapor. Depois deste feito, constatou-se que as emissões de gases
poluentes aumentaram muito, tanto que a partir deste período, a poluição
atmosférica começou a ser tratada como questão de saúde pública. Neste
momento verifica-se como o homem é capaz de intervir no meio natural, alterando
inclusive a composição atmosférica local. Os estudos sobre a acidez das chuvas
estão mais concentrados, principalmente, nas regiões com alto grau de
industrialização, onde se observa um efeito mais visível do resultado da
interferência humana sobre o ambiente. Quando se trata dos estudos sobre
material particulado inalável, verifica-se também que há uma preocupação maior
nas regiões metropolitanas, onde se constata um elevado número de veículos
automotores circulando, e conseqüentemente queimando combustíveis fósseis,
além de grandes quantidades de poluentes na forma de material particulado
emitidas nos parques industriais.
Ao discutir a relação do homem com o ambiente, pode-se refletir sobre um
processo de causa e efeito direto, ou seja, o homem interfere na dinâmica da
natureza, e esta alteração pode provocar algum desequilíbrio e retornar sobre a
própria sociedade com efeitos negativos (Mendonça, 2000). Foi constatado que a
poluição atmosférica despejou, sobre a superfície, chuvas ácidas que já destruiu
florestas européias além de boa parte da vida lacustre na Suécia e Noruega na
década de 70 (Goldemberg e Villanueva, 2003). Outro grave problema é que a
1

população que respira um ar com substâncias tóxicas, pode apresentar sérios
prejuízos à sua saúde, principalmente, dos idosos e crianças. Desde o início do
século passado, as pesquisas na área da saúde se voltaram a analisar a relação
entre poluição atmosférica oriunda de automóveis e indústrias com o aumento nas
taxas de morbidade e mortalidade nos habitantes dos países ricos, e por este
motivo, pouco se estudou os efeitos da queima de biomassa na saúde humana.
No entanto, a queima de biomassa é a principal fonte de energia doméstica nos
países em desenvolvimento. Nas últimas décadas o aumento dos focos de
queimadas em vários pontos de florestas tropicais do mundo, como Bornéu,
Tailândia, Indonésia e Brasil (Mato Grosso, Pará, Roraima), foram sempre
relacionados com o desmatamento, entretanto, poucos estudos se voltam sobre
quais as conseqüências para a população que habita estas áreas (Arbex et. al.,
2004). Em Cuiabá-MT há poucos estudos que relacionem a emissão de poluentes
atmosféricos provenientes das queimadas, veículos automotores e indústrias com
a composição das chuvas e com o material particulado inalável existente. O
objetivo deste trabalho foi à análise da poluição atmosférica em Cuiabá, a partir do
monitoramento da composição da água da chuva, da deposição seca e da
quantidade de material particulado existentes em Cuiabá de modo a inferir os
prováveis reflexos desta interação homem-ambiente na saúde da população, bem
como diagnosticar os fatores que podem influenciar nos resultados obtidos e quais
políticas públicas podem ser adotadas.
Desta maneira, no segundo capítulo deste trabalho tem-se uma revisão
bibliográfica sobre a questão da poluição atmosférica, circulação atmosférica,
acidificação das chuvas, deposição seca, material particulado inalável, queimadas
e saúde pública, para situar o leitor sobre as questões conceituais abordadas no
trabalho. No terceiro capítulo, traz-se a caracterização da área de estudo,
caracterizando o local de ocorrência desta pesquisa e abordando as
características físicas e humanas mais relevantes para o tema estudado. No
quarto capítulo, tem-se a metodologia e as técnicas utilizadas em todas as etapas
2

da execução do trabalho. No quinto capítulo, se discute os resultados encontrados
para cada técnica utilizada, indicando dentro do possível os fatores que
influenciaram nos resultados obtidos. Por fim, se encontram as considerações
finais do trabalho e as propostas decorrentes destas conclusões.
3

2. REVISÃO CONCEITUAL
Atualmente, a tendência é que cada vez mais a população se concentre nas
cidades. Assim, são nas cidades, que Monteiro (2003, p.10) afirma ser “o local da
mais efetiva interação entre o Homem e a Natureza”. A consolidação das
edificações, de parques industriais, do uso de veículos automotores e queima de
combustíveis fósseis, cria uma situação peculiar na atmosfera da cidade. Os
efeitos podem ser sentidos rapidamente, seja pela formação de ilhas de calor, em
função da retirada da vegetação para ceder lugar a prédios, pavimentos asfálticos
e de concreto; seja pelo efeito estufa em demasia, com o aquecimento acima do
normal da superfície terrestre; seja pelas enchentes urbanas, pois as chuvas
torrenciais encontram uma superfície impermeável, e as águas não podendo
infiltrar-se no solo, acabam por inundar grandes áreas urbanas, sobretudo as mais
baixas (onde geralmente se encontram as populações mais carentes). Castanho
(1999) descreve que um centro urbano possui em sua atmosfera um sistema
complexo formado por gases e partículas poluentes com concentrações maiores
que as existentes naturalmente na atmosfera, oriundas de emissores fixos ou
móveis, ou formados por meio de reações químicas na própria atmosfera.
As conseqüências dos poluentes na atmosfera, são causadas também pela
emissão dos automóveis, indústrias, além das queimadas urbanas. Para Matias
(1999), não se pode negar a favorável contribuição dos automóveis para a
sociedade, entretanto, é muito claro que eles não trouxeram apenas benefícios.
Todas estas ações humanas podem retornar para a própria sociedade e
provocar vários danos à saúde, afinal o homem acaba por respirar um ar com
concentrações de gases não adequadas. Também pode resultar em danos
ambientais, como é o caso das chuvas ácidas, quando gases poluentes
(sobretudo os óxidos de nitrogênio e de enxofre) se combinam com o vapor d’água
4

da atmosfera e se precipita, o que pode afetar os corpos d’água, a vegetação, o
solo e também as edificações metálicas (que podem sofrer com corrosão). A
preocupação com a situação do clima urbano se faz necessária, pois o homem
aumenta a cada ano sua capacidade de interferência na interação da superfícieatmosfera,
e assim, tem-se constatado uma relação de causa-efeito, onde as
mudanças provocadas pelo homem têm retornado sobre a própria sociedade com
conseqüências negativas (Mendonça, 2000).
2.1. Poluição atmosférica
A poluição atmosférica começou a ser tratada como um problema de saúde
pública após a revolução industrial quando se iniciou o atual sistema urbano. Este
processo teve início com a invenção da máquina a vapor em 1769, quando o
homem conseguiu obter energia mecânica para mover peças e máquinas sem o
auxílio da força animal, e propiciou o desenvolvimento da técnica industrial
inicialmente na Inglaterra (século XVIII), e na seqüência em outros países
europeus (já no século XIX). Assim durante o capitalismo industrial, o uso
indiscriminado dessa nova técnica através da queima de grandes quantidades de
carvão, lenha e óleo combustível desenvolveram uma atmosfera altamente
carregada de fuligem e compostos de enxofre nos centros industriais. As emissões
de poluentes para a atmosfera podem ser de origem antropogênica, como são os
casos das indústrias, veículos automotores, termelétricas, queimadas; ou naturais,
como as emissões vulcânicas e os processos microbiológicos (Lora, 2002). O
contato com esta atmosfera carregada de fuligens e compostos de enxofre era
altamente nocivo ao sistema respiratório das pessoas, bem como à saúde em
geral daquelas pessoas que estavam expostas a estes poluentes.
5

Conforme sua origem, os poluentes são classificados em primários ou
secundários (Lora, 2002; Matias, 1999):
Primários – oriundos diretamente da fonte emissora, ou que são lançados
diretamente na atmosfera, sendo geralmente produtos de processos industriais,
gases resultantes de combustão interna de motores. Os óxidos de enxofre (SOx),
de nitrogênio (NOx) e os particulados são exemplos de poluentes primários.
Secundários – se formam a partir de reações fotoquímicas entre os poluentes
primários na atmosfera, ou a partir da reação destes com as substâncias que
existem naturalmente na atmosfera. O ozônio é um exemplo; o perioxiacetil nitrato
(PAN), que se forma na reação dos óxidos de nitrogênio com os hidrocarbonetos
na atmosfera; bem como o ácido sulfúrico e nítrico, que se formam a partir da
reação dos óxidos de enxofre e nitrogênio com a água na atmosfera. A figura 1
esquematiza a formação dos poluentes.
Figura 1 – Processo de formação dos poluentes primários e secundários. Fonte: Lora (2002,
p. 212).
6

Atualmente, para se quantificar o nível de poluição do ar, leva-se em conta
os perigos que estes poluentes podem oferecer para as plantas, corpos d’água, e
também a fauna, e não somente os malefícios oferecidos à saúde humana, pois
em alguns casos, determinado tipo de vegetal pode ser mais vulnerável a certas
quantidades de poluentes do que próprio homem (Tresmondi, 2003; Matias, 1999).
Os principais poluentes do ar são (Goldemberg e Villanueva, 2003; Lora, 2002) os
óxidos de enxofre (SOx), principalmente o dióxido de enxofre (SO2); os óxidos de
nitrogênio(NOx), principalmente o monóxido de nitrogênio (NO) e o dióxido de
nitrogênio (NO2); monóxido de carbono (CO) e dióxido de carbono (CO2); matéria
particulada suspensa (MP) – incluindo o chumbo (Pb); o ozônio e os
hidrocarbonetos (HC) –; que podem causar vários problemas para a saúde
humana como irritação e infecção respiratória, falta de ar, alteração da defesa
imunológica, náusea, dores de cabeça, doenças nos rins e prejuízos neurológicos
(chumbo), câncer, além de danos ao pulmão, coração e cérebro.
As maiores fontes antropogênicas de emissão de poluentes para a
atmosfera são as indústrias, as queimadas a céu aberto e os automóveis (IAP,
2001). As maiores fontes emissoras de dióxido de enxofre estão nos sistemas de
produção de energia (82% do total de emissão), principalmente os que utilizam
óleos derivados de petróleo ou carvão mineral devido conterem elevados teores
de enxofre na sua composição. Os sistemas de geração de energia também são
os principais responsáveis pela emissão de óxidos de nitrogênio (76% do total
emitido), compostos orgânicos não metânicos (56% da emissão total) e por uma
quantia significativa do monóxido de carbono emitido (46% do total). Atualmente
verifica-se que a emissão de poluentes nos países desenvolvidos diminuiu um
pouco – exceto a emissão de óxidos de nitrogênio – e aumentou de forma
significativa a emissão nos países em desenvolvimento (Goldemberg e Villanueva
2003). Para Lora (2002), existem quatro mecanismos que colaboram de maneira
eficaz para o controle da poluição atmosférica, são eles: limites de emissões;
7

padrões de qualidade do ar; impostos ou taxas por emissão de poluentes; e uma
análise de custo/benefício.
Lora (2002) analisou os principais tipos de poluentes com maiores impactos
ambientais, e que são emitidos para a atmosfera pelos mais variados tipos de
atividade econômica e ramos de indústrias (conforme tabela1). Ressalta que as
usinas termelétricas e os incineradores de resíduos produzem grande quantidade
de poluentes. As usinas termelétricas emitem em geral, apenas óxidos de
nitrogênio, de enxofre e material particulado, os incineradores podem ainda emitir
substâncias altamente tóxicas, como dioxinas, furanos, vapores de mercúrio e
outros compostos ácidos.
Tabela 1 – Principais fontes de poluição e poluentes
Fonte Particulados Emissões Gasosas
Caldeiras e fornos industriais Cinzas e fuligem
Motores de combustão interna Fuligem
Indústria de refino de petróleo Pó, fuligem
Indústria química Pó e fuligem
Metalurgia e química do coque
Industria extrativa mineral Pó
Industria alimentícia Pó
Industria de materiais de
construção
Fonte: Lora (2002, p. 213).
Pó, óxidos de
ferro
NOx, SO2, CO, aldeídos, ácidos orgânicos,
3,4-benzopireno
CO, NOx, aldeídos, hidrocarbonetos, 3,4benzopireno
SO2, H2S, NH3, NOx, CO, hidrocarbonetos,
mercaptanas, ácidos, aldeídos, cetonas,
substâncias orgânicas carcinogênicas
Dependente do processo (H2S, CS2, CO,
NH3, substâncias orgânicas, solventes,
orgânicos voláteis – COV, sulfetos, etc.)
SO2, CO, NH3, NOx, compostos de flúor,
substâncias orgânicas
Em dependente do processo (CO, compostos
de flúor, substâncias orgânicas)
NH3, H2S (misturas multicomponentes de
compostos orgânicos)
Pó CO, compostos orgânicos
Para Menz e Seip (2004), dois episódios marcaram o início dos esforços
atuais para que a poluição do ar fosse tratada como um problema de saúde
8

pública. O primeiro ocorreu em Donora, na Pensilvânia – EUA, quando uma
nuvem de fumaça tomou a cidade, causando a morte de 20 pessoas, e
provocando doenças e hospitalizações de cerca de 7 mil pessoas (sendo que a
população da cidade somava cerca de 14 mil habitantes). O episódio de Donora
resultou na primeira lei significativa tanto federal como estadual para o controle da
poluição do ar nos EUA. O outro evento ocorreu quando uma imensa nuvem de
fumaça (oriunda das chaminés residenciais e da frota de automóveis a diesel)
tomou a cidade de Londres em Dezembro de 1952 (início do inverno), o que
causou a morte de mais de 4 mil pessoas na semana seguinte ao acontecido,
onde se registrou uma concentração de SO2 de 3.510 μg/m 3 , quando o limite atual
da EPA é de uma média diária de 365 μg/m 3 , e média anual de 80 μg/m 3 (Lora,
2002).
Desde o ano 852, se registram em Londres, problemas respiratórios
causados pela queima não eficiente do carvão para o aquecimento, além de que
no final do século XIX, se registraram mortes em excesso nesta mesma cidade
associadas a períodos de intenso smog e situações de poluição extrema. Além
destes eventos, um vazamento de metil-isocianato em uma fábrica de pesticidas
na cidade de Bophal – Índia, em 1984, provocou a morte de cerca de 2.500
pessoas. Um outro fator sério são os problemas ambientais no Leste Europeu e
Rússia (principalmente em função de indústrias com tecnologia defasada). Estimase
que mais de 100 milhões de russos habitem áreas onde o nível dos poluentes
atmosféricos seja de 5 a 10 vezes maiores que os permitidos pela legislação local.
Valores entre 400 e 800 μg/m 3 foram registrados em algumas cidades da
República Tcheca, no ano de 1993 (Lora 2002).
Para as emissões globais de enxofre, Stern (2005) verifica que de maneira
geral está havendo um rápido declínio nas emissões, sobretudo devido ao avanço
tecnológico que propiciou um melhor aproveitamento dos recursos minerais (o
carvão mineral, por exemplo) sem emitir os poluentes pré-existentes. Entretanto,
9

atualmente o leste e o sul da Ásia têm chamado à atenção, pois devido ao rápido
crescimento econômico, e frágeis leis ambientais, tem registrado um aumento na
emissão dos gases de enxofre para a atmosfera.
As graves conseqüências que a poluição do ar pode trazer para a
humanidade levaram vários chefes de estado a assinarem o Protocolo de Kyoto
em 1997, com o compromisso de reduzir gradualmente a emissão de poluentes
para a atmosfera até 2012, e com o objetivo de amenizar os efeitos da interação
clima-ambiente-saúde humana. Entretanto, embora se observem os padrões
sugeridos para o controle da poluição atmosférica (Lora, 2002), a condução do
Protocolo através dos créditos de carbono e a sua não adesão pelos países mais
poluentes (como os Estados Unidos), indica que ele vem sendo utilizado como
instrumento para justificar a poluição do hemisfério norte, afinal estes países
podem pagar aos países mais pobres para que adotem mecanismos de produção
de energia limpa. Em contrapartida, os países ricos podem continuar emitindo
poluentes para atmosfera na mesma taxa às quais emitiam desde que paguem os
“créditos de carbono” para um país que não excedeu sua cota.
Os países da União Européia assinaram em 1999 o Protocolo de
Gotemburgo, que entrou em vigor no ano de 2005. Este protocolo estabelece cota
para emissões de poluentes dos países-membros, propondo uma política regional
para a redução da acidificação, da eutrofização e do ozônio troposférico. Os
países europeus foram os que mais sofreram conseqüências da poluição
atmosférica, em função dos poluentes emitidos por alguns países causarem
conseqüências a locais distantes da fonte emissora. A principal conseqüência foi à
ocorrência de chuvas ácidas que castigaram desde os lagos escandinavos, até as
florestas temperadas, trazendo graves problemas ambientais para países como a
Alemanha, Polônia, Noruega, Suécia, República Tcheca, entre outros. A tabela 2
mostra os valores limites estabelecidos pelo Protocolo de Gotemburgo para
emissão de cada país membro da Comunidade Européia. Os valores-limite de
10

emissão nacionais foram definidos com o objetivo de atender de maneira geral aos
objetivos ambientais constantes no artigo 5° do Protocolo de Gotemburgo. Assim,
se espera uma redução da eutrofização do solo, de modo que a superfície
comunitária com nutrientes azotadas superiores às cargas críticas, reduza 30%
em relação à situação do ano de 1990.
Tabela 2 – Valores-limite nacionais de emissão aplicáveis ao SO2, NOx, COV e NH3 a cumprir
até 2010.
País
SO2
Quilotoneladas
NOx
Quilotoneladas
COV
Quilotoneladas
11
NH3
Quilotoneladas
Áustria 39 103 159 66
Bélgica 99 176 139 74
Dinamarca 55 127 85 69
Finlândia 110 170 130 31
França 375 810 1050 780
Alemanha 520 1051 995 550
Grécia 523 344 261 73
Irlanda 42 65 55 116
Itália 475 990 1159 419
Luxemburgo 4 11 9 7
Países Baixos 50 260 185 128
Portugal 160 250 180 90
Espanha 746 847 662 353
Suécia 67 148 241 57
Reino Unido 585 1167 1200 297
Total de Emissão 3850 6519 6510 3110
Fonte: Diretiva 2001/81/CE do Parlamento Europeu e do Conselho da União Européia de 23 de
outubro de 2001, Jornal Oficial das Comunidades Européias de 27/11/2001.
2.2. Os ventos e a dispersão dos poluentes
A vida no planeta só é possível devido ao desequilíbrio na radiação líquida
e umidade entre as áreas do globo (Ayoade, 1998). Quando lançados na

atmosfera, os poluentes são afetados pelas condições específicas da atmosfera,
sendo que o transporte de poluentes só acontece devido a constante
movimentação que existe na atmosfera, que é derivada da soma principalmente
de dois elementos, o movimento em relação à superfície terrestre (vento) e o
movimento vertical. O movimento vertical da atmosfera provoca uma mistura das
substâncias ali presentes, pois se podem imaginar as imensas quantidades de ar
em movimentos ascendentes e descendentes. Lora (2002, p. 245) observa que “a
relação entre a temperatura do ar circundante e a temperatura da parcela de ar
determina se esta continua caindo, subindo ou se detém”. Assim sendo, a variável
que determina a maior ou menor capacidade de mistura entre as parcelas de ar
em constante movimento com os poluentes é o gradiente adiabático de
temperatura.
A dispersão dos poluentes sofre grande influência da velocidade e da
turbulência do vento na atmosfera (figura 2). A circulação geral (global)
atmosférica pode ser explicada basicamente em função da diferença de radiação
líquida e umidade em diferentes partes da superfície terrestre e devido à força de
Coriólis (Ayoade, 1998; Lora, 2002). Em uma escala regional ou local, outros
fatores podem influenciar na circulação atmosférica, como a topografia, presença
de continentes ou oceanos, o uso e ocupação do solo também influenciam nesta
circulação que pode ser primária ou de macro escala (zonas climáticas, zonas de
alta e baixa pressão, ventos alíseos), secundária ou de meso escala (massas de
ar e frentes) e terciária ou de micro escala (brisas, ventos anabáticos e
catabáticos), segundo Ayoade (1998).
12

Figura 2 – Esquema da influência dos ventos na dispersão dos poluentes. Fonte: Lora (2002,
p. 239).
Considerando a movimentação do ar, Lora (2002) divide a atmosfera em
duas camadas:
Camada limite planetária: compreende desde a superfície do solo até cerca de
500 metros de altura, onde a velocidade e a direção do vento são determinadas
pelo gradiente de pressão horizontal, a força de cisalhamento, e a força de
Coriólis.
Camada geostrófica: acima dos 500 metros de altura, onde os fatores que
determinam a velocidade e direção do vento são apenas o gradiente de pressão
horizontal e a força de Coriólis, não recebendo influência do efeito da superfície.
Uma atmosfera instável, ou seja, aquela onde a temperatura do ar diminui
de maneira mais rápida com a altura do que a parcela do ar favorece a dispersão
dos poluentes. Enquanto que uma atmosfera estável, ou seja, quando a
temperatura do ar aumenta com a altitude de maneira mais rápida que a parcela
de ar, dificulta a dispersão de poluentes (Lora, 2002). Um exemplo típico de uma
13

atmosfera estável é o fenômeno denominado inversão térmica, que por sinal, é um
fenômeno bem propício para episódios de poluição grave, como foram os casos
de Donora e Londres. Assim, o trajeto tomado por um gás oriundo de uma
chaminé (pluma) dependerá da estabilidade atmosférica, podendo ser disperso e
diluído pela atmosfera (quando se tratar de uma atmosfera instável) ou ficar retido
nas camadas mais baixas, sem se dispersar, aumentando a concentração de
certos gases e substâncias na atmosfera (no caso da atmosfera estável).
2.3. Chuva ácida
Ocorre chuva ácida quando as concentrações de alguns gases presentes
nas precipitações estão muito superiores àquelas encontradas naturalmente, o
que causa uma diminuição do pH para níveis fora do normal para chuvas. A
formação de chuvas ácidas é uma conseqüência grave que a poluição atmosférica
provoca no ambiente, e pode ser produzida tanto de fontes naturais (emissão de
fumaça vulcânica, por exemplo) ou artificiais (emissões provenientes de indústrias
ou automóveis, por exemplo). Os primeiros estudos sobre os efeitos da chuva
ácida foram elaborados pelo químico inglês Robert Angus Smith, quando em 1872
se impressionou ao observar como as peças metálicas que ficavam expostas ao
ar livre se oxidavam e deterioravam com muita rapidez. Publicou como resultado
de suas pesquisas o livro “Ar e chuva: fundamentos de uma climatologia química”,
uma obra que foi desprezada na época, e permaneceu esquecida
aproximadamente por um século (Branco e Murgel, 2002).
Naturalmente existe na atmosfera o ácido carbônico (H2CO3) que é fraco, e
a chuva tem seu pH natural em torno de 5,6 (Goldemberg e Villanueva, 2003;
Menz e Seip, 2004), entretanto estudos recentes demonstraram que não se deve
generalizar este valor, pois já foram encontradas em áreas remotas chuvas com
14

valores ácidos, indicando que naturalmente pode haver fatores que diminuem o
pH das chuvas (Galloway et al.,1982).
Os poluentes que agravam a poluição da chuva tornando-a ainda mais
ácida são os óxidos de enxofre (SO2 – dióxido de enxofre ou anidrido de enxofre,
e SO3 – trióxido de enxofre) e os óxidos de nitrogênio (N2O – óxido de dinitrogênio,
NO – monóxido de nitrogênio, e NO2 – dióxido de nitrogênio). O SO2 pode ter
origem natural ou artificial. O de origem natural provém de erupções vulcânicas e
também da decomposição de animais e vegetais quando o H2S (gás sulfídrico)
liberado se transforma em SO2. O dióxido de enxofre artificial é obtido na queima
do carvão mineral e dos derivados de petróleo. Quando se queima o carvão ou
quando os derivados de petróleo – combustíveis – são queimados (em motores de
automóveis, caminhões, aviões, etc.) o enxofre se oxida formando o SO2,
conforme a figura 3. As metalúrgicas que realizam ustulações de sulfetos
metálicos também emitem SO2. Estima-se que as fontes artificiais liberem cerca
que 100 vezes mais anidridos de enxofre do que as fontes naturais (Drew, 2002).
Quando ocorre a reação deste gás (SO2) com a água da chuva, forma-se o ácido
sulfuroso (H2SO3), que é um ácido fraco. Entretanto se este gás se transformar
primeiramente em SO3 (resultado da reação com o oxigênio) e depois reagir com
a água, resultará em ácido sulfúrico (H2SO4), importante causador da acidez da
chuva.
15

Figura 3– Fontes naturais e antropogênicas dos óxidos de enxofre e ciclo do enxofre na
natureza. Fonte: Lora (2002, p. 212).
Reações semelhantes ocorrem com os óxidos de nitrogênio (NOx),
produzidos a partir da decomposição de animais e vegetais pelas bactérias
existente no solo. Também são produzidos pela ação dos raios durante
tempestades (figura 4). Na atmosfera o monóxido de nitrogênio (NO) se oxida
facilmente para NO2 (Uno et al, 1996), afinal apenas 10% do volume total de NOx
emitido para atmosfera é composto por NO2. Quando esses óxidos de nitrogênio
reagem com a água (H2O), forma o ácido nitroso (HNO2), que é um ácido fraco, e
o ácido nítrico (HNO3), um ácido forte.
16

Figura 4– Fontes naturais e antropogênicas dos óxidos de nitrogênio no ciclo do nitrogênio
na natureza. Fonte: Sloss et al. (1992, apud Lora 2002, p. 212).
Em regiões industrializadas e com grande número de automóveis, o ar se
carrega com gases de ácido sulfúrico e nítrico, que são despejados no solo pela
chuva, originando o fenômeno de chuva ácida, que tecnicamente se trata de
qualquer chuva com pH menor de 5,6 (Goldemberg e Villanueva, 2003; Leal et al.,
2004; Menz e Seip, 2004; Han e Liu, 2006). Em regiões como os Estados Unidos
e a Suécia, o pH das chuvas se encontra com valores entre 4 e 5 (Goldemberg e
Villanueva, 2003). Um dos exemplos mais graves sobre chuva ácida já
evidenciada foi o ocorrido em Pitlochry (Escócia) durante uma tempestade em 10
de abril de 1974, onde apresentou um pH no início da precipitação de 2,4 (Drew,
2002), uma acidez igual à do vinagre. Metade das florestas alemãs foi destruída
pela ação das chuvas ácidas e a acidificação dos lagos da Suécia (Goldemberg e
Villanueva, 2003) e Noruega (Drew, 2002) – que destruiu boa parte da vida
aquática lacustre – foram provocadas pela alta acidez das águas pluviais.
17

2.4. A acidificação das chuvas no mundo
Vários estudos têm sido realizados em diferentes pontos do mundo, e em
todos os continentes, entretanto o que se verifica é que eles se concentram em
áreas que já sofreram grande processo de industrialização, ou em áreas que
atualmente apresentam grande crescimento industrial. Assim, há trabalhos
realizados na China (Xie et al., 2004; Tang et al., 2005; e Han e Liu, 2006), na
Índia (Kulshrestha et al., 2005; Rastogi e Sarin, 2005), na Rússia (Chudaeva et al.,
2006), no Japão (Okuda et al., 2005; Oseki et al., 2006), na Europa (Sienkiewicz et
al., 2006; Menz e Seip, 2004), nos EUA (Chestnut e Mills, 2005; Menz e Seip,
2004), no México (Báez et al., 2006), e na Jordânia (Al-Khashman, 2005), além de
outros lugares.
Tang et al. (2005), realizou seus estudos na cidade de Pequim – China,
onde coletou 53 amostras de água de chuva durante o ano de 2003. Seus
resultados de pH variam entre valores mínimos próximos a 4,5 e máximos de 7,5,
indicando que apenas 9% das amostras eram ácidas (pH < 5,6). Entretanto, os
valores médios encontrados foram menores que o encontrado em 1981 (6,48 em
2003 contra 6,68 em 1981), o que segundo os autores, indica como a ação
humana tem interferido na composição atmosférica, lembrando o intenso processo
de industrialização este país tem passado desde a década de 1980. Ao comparar
com dados de Xangai (importante pólo industrial chinês), o estudo verifica que
esta cidade apresenta maiores concentrações dos aerossóis e valores mais ácidos
no pH das chuvas do que Pequim. Os principais responsáveis pela neutralização
da acidez da chuva na capital chinesa foram o amônio (NH4 + ) e o cálcio (Ca +2 ),
enquanto que os poucos eventos ácidos ocorridos se deveu as concentrações de
sulfato (SO4 -2 ), o nitrato (NO3 - ) e o material particulado inalável (MP10).
18

Han e Liu (2006) realizaram sua pesquisa na cidade de Guyang (capital da
Província de Guizhou, no sudoeste da China), situada em uma região que tem
experimentado um forte crescimento econômico nas duas últimas décadas,
inclusive com aumento considerável no consumo de energia elétrica (produzido
por usinas termelétricas a carvão), desde o final da década de 1970 apresentava
propensão à ocorrência de chuvas ácidas. Neste estudo, foram coletadas 22
amostras entre janeiro de 1999 e outubro de 2001. Os valores de pH variam entre
3,55 e 6,83, entretanto 19 das 22 amostras apresentaram valores menores de 5,6,
com média de 4,53. A maioria das amostras com valores de pH abaixo que 5,6
apresentaram a presença de ácido sulfúrico (H2SO4) natural, ácidos orgânicos
fracos, ou emissões antropogênicas de ácido sulfúrico (H2SO4) ou ácido nítrico
(HNO3). Xie et al. (2004) simulou a ação das chuvas ácidas sobre o cimento da
construção civil. Para os testes submeteu os corpos de prova (feitos com cimento)
a soluções ácidas (ajustadas com HNO3) com pH de 5,6 e 3,5 (que representavam
a acidez média das chuvas na cidade de Guiyang entre 1982 e 1988) para um
período de 90 dias, e com pH de 1,0 para um período de 66 dias. Em seus
resultados, considerando o dano causado pelas soluções acidificadas ao concreto,
verificou ser mais apropriada a construção de edifícios utilizando materiais nãometálicos
e cimento com escória nas áreas da China onde há exposição à chuva
ácida severa.
Kulshrestha et al. (2005) realizou uma revisão dos dados disponíveis sobre
a composição das chuvas na Índia, considerando as áreas rurais, suburbanas,
urbanas e industriais, além de propor uma espacialização das concentrações de
nitrato (NO3 - ), amônio (NH4 + ) e sulfato (SO4 -2 ). De maneira geral os valores médios
do pH das chuvas foram acima de 6,0 em todas as áreas (rurais, suburbanas,
urbanas e industriais), tendo apenas sido verificados valores mais ácidos em
áreas vicinais a usinas termelétricas a carvão (pH de 4,8). Verificou-se que a
poeira do solo funciona como agente neutralizador da acidez, uma vez que
corroborava para o aumento dos valores do pH e cálcio (Ca +2 ) no sentido NW. A
19

concentração de sulfato (SO4 -2 ) aumentou das áreas rurais e suburbanas para as
urbanas e industriais, enquanto que a concentração do amônio é menor na zona
rural do que em qualquer outra área. Entretanto, os autores alertam que poucos
trabalhos foram desenvolvidos nas áreas mais sensíveis à acidificação das
chuvas.
Na região semi-árida de Ahmedabad (noroeste da Índia), Rastogi e Sarin
(2005) realizaram um estudo de três anos (2000-2002) na composição das
chuvas. Foi constatado que a água das chuvas apresenta uma característica mais
alcalina na natureza, pois apresentaram uma variação no pH de 5,2 a 8,2, com
média de 6,7. A acidez da água da chuva é neutralizada em sua maior parte pelo
cálcio (Ca +2 ) visto que o amônio (NH4 + ) neutraliza menos e o magnésio (Mg +2 )
neutraliza de maneira insignificante. Para a variação da composição iônica das
chuvas, pode-se verificar que a poeira do solo contribui com aproximadamente
50%, as atividades antropogênicas e os sais marinhos contribuem com cerca de
25% cada.
No extremo sudeste da Rússia, a composição química da água de chuva é
controlada pelos sais marinhos, material terrestre, e emissões vulcânicas (área
vulcânica das ilhas Kurilas) e antropogênicas. Chudaeva et al. (2006) realizou um
estudo nesta área, onde coletou amostras de água de chuva em Primorye (porção
sul do litoral leste da Rússia) e áreas próximas a Vladivostok; na cidade de Uhzno-
Sakhalinsk, ao sul das Ilhas Sakalinas, onde a influência do oceano é forte; e nas
ilhas Kurilas (Kunashir, Iturup e Paramusir) onde não há interferência
antropogênica, mas as erupções vulcânicas e os oceanos contribuem para as
emissões atmosféricas. As amostras coletadas apresentaram baixo teor de
minerais e o pH geralmente não era maior que 6. Em Primorye e nas Ilhas
Sakalinas, as emissões antropogênicas de gás carbônico (CO2) e dióxido de
enxofre (SO2) juntamente com as partículas de poeiras continentais parecem ser
as responsáveis pelo cloreto (Cl - ) não ser o ânion majoritário na maioria das
20

amostras. Ao contrário das Ilhas Kurilas, onde este ânion é o predominante (em
função de não haver interferências antropogênicas). Nas ilhas Kurilas, a
concentração encontrada de alguns elementos traços (que existem em pequenas
quantidades) foram bem elevadas, o que demonstra a intensa atividade vulcânica
da região. Também foi constatado que entre 80 e 90% do sulfato (SO4 -2 ) existente
na água de chuva das cidades de Vladivostok e Uhzno-Sakhalinsk é de origem
antropogênica e vulcânica, enquanto que nas ilhas Kurilas, 74% do sulfato (SO4 -2 )
existente é de contribuição vulcânica.
No Japão, Oseki et al. (2006) realizou um trabalho que envolveu uma rede
de coleta em nove pontos da costa oeste da Ilha do Japão (de norte a sul). Neste
estudo, se pode verificar como se dá o transporte de longa distância dos poluentes
ácidos que acabam por atravessar todo o mar do Japão. A amostragem
compreendeu o período de Julho/2000 a Junho/2001. Os valores de pH
encontrados variaram de 4,30 a 6,40. Constatou-se que as contribuições dos
ventos e Jet streams noroestes foram muito importantes para o transporte dos
grupos de poluentes ácidos (ácido sulfúrico e sulfato de amônia) e alcalinos (íons
de cálcio e amônio). Okuda et al. (2005) estudou os efeitos dos gases vulcânicos
originários da ilha de Miyake, na composição da chuva na região metropolitana de
Tóquio (situado à cerca de 150 km ao norte da ilha). Foi comparada a composição
das chuvas sob efeitos dos gases vulcânicos entre Setembro/2000 a Agosto/2001,
com a composição durante um período normal entre Setembro/1990 a
Agosto/2000. Quando comparado à quantidade de dióxido de enxofre (SO2) de
origem antropogênica emitido na região metropolitana de Tóquio por ano, durante
o período normal (09/1990 a 08/2000), verificou-se que essa quantidade
significava apenas 0,15% das emissões vulcânicas de SO2 registradas na ilha
Miyake no período estudado (09/2000 a 08/2001). O pico máximo da concentração
de SO2 atmosférico foi registrado após a primeira grande erupção em Miyake, que
ocorreu em 18 de Agosto de 2000. O pH das chuvas variou entre 3,9 e 4,4 durante
21

o dia de maior concentração de SO2 registrado (17/09/2000), e entre 4,3 a 4,6
durante um dia com concentração normal de SO2 (23/10/200).
Para Sienkiewicz et al. (2006) os lagos existentes nos Sudetos (área na
fronteira entre a Polônia, República Tcheca e Alemanha) sofreram mudanças nos
seus ecossistemas em função da acidez da água das chuvas. Esta região,
também conhecida como “Triângulo Negro”, a poluição atmosférica é uma questão
importante em função do desenvolvimento industrial, sobretudo por causa do uso
da queima do carvão mineral para a produção de energia elétrica durante as
últimas décadas. Como resultado da queima indiscriminada, Migala et al. (1993,
apud Sienkiewicz et al., 2006) constatou a ocorrência de chuvas com pH entre
2,75 e 3,70 na região das Karkonosze (cadeia de montanhas localizada nos
Sudetos). O fenômeno da chuva ácida afeta a região desde as décadas de 1970 e
1980, sobretudo devido ao aumento na concentração de enxofre e nitrato
atmosférico. Entretanto, mesmo com novas técnicas que reduziram a emissão de
poluentes para a atmosfera na última década, ainda não foi constatada uma
tendência de recuperação na diversidade de espécies destes lagos (Sienkiewicz et
al., 2006).
Menz e Seip (2004) discutem a evolução da ciência e das políticas públicas
para controlar a chuva ácida na Europa e nos Estados Unidos durante as últimas
décadas. As chuvas ácidas tomaram maior inserção no meio científico no final da
década de 1960, devido aos efeitos causados à integridade dos ecossistemas.
Tanto nos EUA e na Europa, o fator que motivou a regulação do controle de SO2
foi o interesse pela saúde pública local, pois os danos provocados aos
ecossistemas naturais receberam menores ou nenhuma atenção pelas
autoridades governamentais. As primeiras medidas para o controle da acidez das
chuvas e emissão de SO2 foram superadas pelo aumento das fontes emissoras de
poluentes, inclusive foi constatado com o passar do tempo que o SO2 era
transportado por longas distâncias. Assim, os autores apontam que houve mais
22

deposição ácida em regiões localizadas no destino dos ventos originários das
fontes emissoras de poluição. Nos EUA, as emissões de SO2 diminuíram 40%
entre 1980 e 1999, e na Europa a redução foi de 65%. As emissões de óxidos de
nitrogênio (NOx) reduziram cerca de 30% na Europa entre 1990 e 2001, enquanto
que nos EUA elas permaneceram estáveis. Os episódios de Donora e Londres
foram fundamentais para o início das atuais políticas para redução das emissões.
O trabalho desenvolvido por Chestnut e Mills (2005) procurou mostrar os
benefícios e custos do Programa de Chuva Ácida dos EUA (US acid rain
program), principalmente no que se refere a influência das usinas termelétricas
nas emissões de dióxido de enxofre (SO2) e óxidos de nitrogênio (NOx). Foram
estimados os benefícios para a saúde humana e para o meio ambiente através de
recentes projeções de emissões de SO2 e NOx. Para estes autores, o programa
com Título IV do 1990 Clean Air Act Amendments, também conhecido como
Programa de chuva ácida dos EUA (ou US acid rain program) conseguiu reduzir
as emissões de dióxido de enxofre e dos óxidos de nitrogênio, considerados os
componentes que mais contribuem para a formação de chuvas ácidas, pois em
reação na atmosfera e com a água podem formar os ácidos sulfúrico e nítrico,
principais acidificadores das precipitações.
Segundo Chestnut e Mills (2005), como efeito deste programa, a previsão
para a emissão de SO2 para a atmosfera pela queima de combustível fóssil nas
usinas termelétricas em 2010 será de 9,3 milhões de toneladas, 8 milhões de
toneladas a menos do que o emitido em 1980, que foi de 17,3 milhões. Caso as
medidas para redução na emissão não fossem adotadas, a perspectiva de
emissão seria de 17,3 milhões, ou seja, a mesma quantidade emitida 30 anos
antes. Em relação à emissão de óxidos de nitrogênio (NOx), em 1990 eram
emitidos cerca de 6,7 milhões de toneladas, e em 2010, as projeções indicam
emissões de 5 milhões de toneladas. Esta mudança se deveu basicamente à
mudança do carvão utilizado para a queima, passando a utilizar um carvão de
23

aixa concentração de enxofre, além de instalarem controles para redução de
emissões durante a queima do carvão nas usinas. É importante ressaltar que a
troca pelo carvão com baixo teor de enxofre não se deveu somente a
preocupações ambientais, mas principalmente devido à situação das rodovias que
propiciaram um transporte mais barato deste tipo de carvão da Bacia do Rio Pó
(situada entre os estados de Dakota do Sul, Dakota do Norte, Montana, Nebraska
e Wyoming) principalmente para as usina localizadas no meio oeste dos Estados
Unidos.
Al-Khashman (2005) estudou a composição das águas das chuvas na
região de Petra (sul da Jordânia), quando coletou amostras entre Outubro/2002 a
Maio/2004. Foi constatado que o pH das amostras variou de 5,71 a 8,15, sendo a
água pluvial deste local caracterizada como sendo de baixa salinidade e
neutralizada. Os valores elevados de pH se deveram sobretudo à existência de
poeira do solo na atmosfera, sendo que as partículas de poeira possuíam uma
grande fração de sua composição constituída de calcita (carbonato de cálcio –
CaCO3). Os fatores que mais influenciaram na composição das chuvas foram a
poeira do solo, spray marinho (região próxima ao Mar Morto e Mediterrâneo),
atividades agrícolas e combustão de produtos.
No México, Báez et al. (2006) monitorou a composição da água da chuva
na Cidade do México (entre 1994 e 2000) e em Rancho Viejo (entre 1994 a 1999)
que fica a cerca de 80 Km a sudoeste da capital mexicana. Os resultados
encontrados mostraram que a concentração de nitrato e sulfato foi menor em
Rancho Viejo do que na Cidade do México, que também registrou os valores de
pH mais ácidos, entre 4,71 e 5,43. O fato da água da chuva apresentar valores
mais alcalinos em Rancho Viejo se deve a existência de uma extensa floresta de
pinheiros e a partículas alcalinas do solo, que são transportadas pelos ventos. Foi
constatado um declínio na concentração de sulfato (SO4 -2 ) na água das chuvas da
Cidade do México, devido à diminuição das emissões de dióxido de enxofre (SO2)
24

de seu parque industrial, bem como pela redução do enxofre existente no óleo
diesel. Os controles estratégicos realizados em 1986, 1989, 1991 e 1993,
implicaram na substituição do combustível com 2% de enxofre, por um óleo diesel
industrial com 1% de enxofre em 1997. O resultado do monitoramento do dióxido
de enxofre (SO2) atmosférico nos últimos 6 anos mostra que sua concentração
está abaixo do estabelecido pelos padrões da qualidade do ar, que são de 0,13
ppm (parte por milhão) por hora, e de 0,03 ppm anualmente.
Başak e Alagha (2004) estudaram a composição da água da chuva sobre o
lago Büyükçekmece, no subúrbio (aproximadamente a 30 Km) de Istambul, capital
da Turquia. O lago é uma importante fonte de água potável para o abastecimento
de Istambul, que conta com cerca de 10 milhões de habitantes. Foram instalados
dois pontos de coleta próximos ao lago, que coletaram amostras entre
Outubro/2001 e Julho/2002, totalizando 79 amostras nas duas estações. O pH das
amostras variou entre 3,30 e 7,76, com média volumétrica de 4,81, abaixo de 5,6
(considerado neutro para água de chuva). Isto se deve a região de Büyükçekmece
utilizar carvão e óleo combustível para o aquecimento, entretanto durante este
estudo, estava em curso um projeto para o uso de uma rede de gás natural nesta
área, o que poderia diminuir as emissões de óxidos de enxofre e nitrogênio. Outro
fator importante é que as concentrações de potenciais agentes neutralizantes
(como Ca +2 e NH4 + ) são baixas quando comparadas com outras áreas do
Mediterrâneo.
2.5. A acidificação das chuvas no Brasil
No Brasil encontramos estudos em áreas metropolitanas de São Paulo
(Leal et. al., 2004), Rio de Janeiro (De Mello, 2001), Salvador (Campos et. al.,
1998), Rio Grande – RS (Mirlean et al., 2000), onde se constata a predominância
25

de valores médios ácidos nas chuvas destes locais. Em áreas de florestas, os
estudos na região do Lago Calado – Amazonas (Willians et al., 1997), e no Parque
Nacional do Itatiaia (De Mello e Almeida, 2004) constatou-se valores médios
levemente ácidos, o que indica a influência do vento como agente transportador
de poluentes. Flues et. al (2003) mostra a influência de usinas termelétricas a
carvão em Figueira – PR. Na região Centro Oeste, encontra-se o trabalho de
Moreira-Nordemann et. al. (1997) na cidade de Campo Grande – MS, e de
Marques et. al (2006) na cidade de Cuiabá – MT.
O estudo de Leal et. al. (2004) se baseou no monitoramento da composição
das chuvas na região central da cidade de São Paulo (região mais industrializada
do Brasil) durante o período de março/2002 a fevereiro/2003. Além do pH e da
condutividade, também foram analisados os ânions e cátions majoritários. Os
resultados obtidos indicaram que 55% das amostras eram ácidas (pH < 5,6),
sendo uma amostra com valor de pH inferior a 4,0. Outro dado importante foi à
ação da NH4 + (amônia) como agente neutralizador da acidez da chuva, em função
da sua concentração elevada constatada. As emissões dos veículos automotores
continuam sendo um grave problema ambiental, em função da constatação dos
ácidos carboxílicos, mas também pelos teores elevados de NO3 - (nitrato).
De Mello (2001) realizou um estudo sobre a composição da água da chuva
na Região Metropolitana do Rio de Janeiro, e encontrou valores de pH que
variaram de 3,50 a 6,85. Seu trabalho também apontou a presença de sais nos
aerossóis dominantes, como os cloretos (Cl - ), sódio (Na + ), sobretudo devido a
influência do oceano. Também encontrou significativas correlações (r > 0,75, P <
0,01) entre os teores de nitrato (NO3 - ) e a concentração de íons de hidrogênio
(H + ). Também constatou que cerca de 85% do nitrogênio inorgânico (amônia –
NH4 + , e nitrato – NO3 - ) é de origem antropogênica. Além disto, observou-se que as
maiores concentrações dos poluentes (exceto H + ) foram encontradas na estação
26

seca, o que indica como o volume de precipitação auxilia na diluição dos
poluentes atmosféricos.
Em Salvador, Campos et al. (1998) comparou a composição da água da
chuva utilizando um coletor somente para deposição úmida (era aberto somente
no momento da precipitação) com o da deposição total (o coletor permanecia
sempre aberto, coletando além da precipitação, os sedimentos que se
depositavam sobre ele). Por se tratar de um local litorâneo, observou-se a elevada
concentração de cloretos (Cl - ) e sódio (Na + ). Verificou-se também que o spray
marinho serve para neutralizar a acidez das chuvas, uma vez que os valores de
pH nas amostras de deposição total eram superiores aos da deposição úmida. A
média ponderada do pH foi de 5,51 e da condutividade foi de 30,7 μS/cm na
deposição total e de 22,3 μS/cm na deposição apenas úmida.
Na região Sul do Brasil, Mirlean et. al. (2000) estudou a origem da
acidificação das chuvas na cidade de Rio Grande – RS, uma região urbana e
industrial. Neste trabalho, foi feito o parcelamento da amostra de chuva em 4
partes, desta maneira foi possível diferenciar as características físico-químicas
durante o mesmo evento chuvoso. O pH apresentou valores que variaram entre
3,6 e 7,8, sendo que as primeiras parcelas da chuva foram as que geralmente
apresentaram os valores mais ácidos (mais baixos). A condutividade variou entre
4 μS/cm a 39 μS/cm, mas foram encontrados valores de 394 μS/cm. Conforme o
valor do pH das parcelas posteriores aumentava, se verificou que havia uma
diminuição da condutividade elétrica da parcela. Outro dado importante é que
quando associado pH com a direção do vento, constatou-se que quando os ventos
eram oriundos das áreas próximas ao parque industrial da cidade, o pH era mais
ácido, indicando que a poluição atmosférica emitida pelas indústrias tem influência
na composição das chuvas em Rio Grande.
27

Em regiões de florestas, Willians et. al. (1997) verificou que no Lago
Calado, situado a 80 Km sentido oeste de Manaus – AM, a média volumétrica do
pH foi de 4,8, e as atividades de queima de biomassa não apresentou influência
significativa na composição da atmosfera, tendo em vista que a própria atmosfera
que cobre a Amazônia Central possui uma boa capacidade de diluir os efeitos
provocados pelos desmatamentos. Assim sendo, a acidez da água da chuva é
atribuída primeiramente à presença dos ácidos orgânicos derivados das fontes
oceânicas e biogênicas que parecem ser as determinantes mais fortes da
composição solúvel das chuvas na Amazônia Central.
No Parque Nacional do Itatiaia, situado na divisa dos estados de Minas
Gerais e Rio de Janeiro, De Mello e Almeida (2004) realizam coletas durante o
período de 12 meses (Janeiro/1999 a Janeiro/2000) em dois pontos distintos do
parque, sendo um a 820 metros de altitude (sede do Parque) e outro no platô do
Maciço do Itatiaia, a 2240 metros. Os valores de pH encontrados variaram de 4,22
a 6,14, e a ocorrência abundante de sulfato, nitrato e amônia em áreas
consideradas remotas (como é o caso do Parque Nacional do Itatiaia), sugere que
estes poluentes sejam oriundos de emissões antropogênicas, que acabam sendo
transportadas pelos ventos e afetam a composição da água da chuva.
Flues et. al. (2003) ao estudar a influência de uma usina termelétrica na
cidade de Figueira – PR, encontrou valores de pH na água da chuva que variaram
entre 3,9 e 6,4, com média volumétrica de 4,9, onde o sulfato (SO4 -2 ) é o principal
responsável pela acidificação das chuvas. Isto ocorre em virtude do carvão
utilizado para queima possuir elevado teor de enxofre, que é liberado durante a
queima para a atmosfera, onde reage com a água formando o ácido sulfúrico
(H2SO4). O grau de acidez não foi maior devido a neutralização feita pelo amônio
(NH4 + ) e cálcio (Ca +2 ). Quando verificado a suscetibilidade do solo e da vegetação
à deposição ácida, constatou-se que o solo e a vegetação de Figueira – PR
apresenta sensibilidade, e que caso haja uma ação prolongada da água de chuva
28

ácida, isto pode acarretar danos ao solo, causando queda de sua qualidade e
fertilidade, além de poder prejudicar o desenvolvimento normal da vegetação.
Em Campo Grande, Moreira-Nordemann et. al. (1997) constatou que os
teores mais elevados na água das chuvas são os de nitrato, sulfato, cloreto e
amônio. E diferentemente do que observado por Willians et. al. (1997), neste caso
as queimadas parecem ser as grandes responsáveis pelos valores de nitrato,
sulfato e amônio, enquanto que as carvoarias influenciaram nos resultados de
cloreto. O valor mais baixo de pH encontrado foi de 4,81, e possivelmente as altas
emissões de amônio colaboram na neutralização da acidez. Entretanto, é possível
que os ácidos orgânicos regulem a acidificação das chuvas, pois o balanço iônico
dos íons estudados não explica o valor encontrado para o pH.
Marques et. al. (2006) avaliou o índice de acidez das chuvas em Cuiabá –
MT, onde foram coletadas 43 amostras entre 21/09/2004 a 20/01/2005. Os valores
de pH variaram entre 4,25 e 6,45, sendo que 29% eram menor que 5,0, 37,5%
entre 5,0 e 5,59, 21% entre 5,60 e 6,00, e 12,5% acima de 6,01. A análise de
correlação indicou uma correlação negativa de 0,97 entre os valores de pH e a
concentração de nitrato. Quando comparado o valor do pH com o número de dias
anteriores sem precipitação, verificou-se que a maioria das chuvas com valores
ácidos ocorreu quando choveu no mesmo dia ou na véspera. Isto indica que os
poluentes dispersos na atmosfera podem concorrer para neutralizar a acidez
existente, entretanto, devido aos equipamentos disponíveis, foi possível apenas
identificar e quantificar o íon nitrato (NO3 - ).
2.6. Material particulado inalável
Atualmente, há muito interesse em se compreender qual o verdadeiro efeito
que o material particulado inalável existente na atmosfera pode causar ao ser
29

humano. Compreende-se por material particulado inalável partículas com tamanho
inferior a 10 μm que ficam suspensas na atmosfera (Rebellato, 2006; Tresmondi,
2003; Castanho, 1999), sendo subdivididas em partículas finas (com tamanho de
até 2,5 μm) e grossas (maior que 2,5 até 10 μm), e constituídas principalmente de
sulfato, nitrato e amônio, por exemplo. O material particulado inalável é emitido
basicamente pela ação humana (queimadas, queima de combustíveis fósseis e
atividades industriais, por exemplo), e pode provocar vários prejuízos à saúde
como problemas respiratórios, baixa defesa imunológica, problemas cardíacos,
renais, neurológicos (Goldemberg e Villanueva, 2003) além de poder provocar
alterações nos cromossomos (Wei e Meng, 2006). Na cidade de Campo Grande,
por exemplo, Kozerski e Hess (2006) estimaram que um único ônibus do
transporte coletivo urbano (havia durante o estudo um total de 467 ônibus de
transporte coletivo urbano municipal), pode emitir mensalmente entre 0,12 e 2,7
toneladas de material particulado, dependendo do tipo de combustível utilizado.
Nos EUA, os aerossóis ácidos (também existentes no material particulado
inalável) foram suspeitos de serem um dos componentes tóxicos dos poluentes do
ar que foram elencados como sendo responsáveis por elevar as taxas de
mortalidade nos EUA e Canadá, entretanto esta evidência foi considera inconclusa
(Chestnut e Mills, 2005). Também foi levantado o risco sobre o potencial que as
deposições ácidas possuem para movimentar as substâncias nocivas do solo, e
respectivamente na cadeia alimentar humana.
Castanho (1999) realizou campanhas de amostragem de material
particulado inalável (além de outros poluentes) na cidade de São Paulo, durante o
inverno de 1997 e o verão de 1998, tendo por objetivo compreender melhor o
funcionamento de uma atmosfera complexa como a existente em São Paulo.
Verificou-se que nos períodos de maior estabilidade atmosférica, as
concentrações foram mais elevadas, tendo inclusive ultrapassado o limite
30

estabelecido pelo padrão nacional de qualidade do ar, tendo atingido valores
superiores a 150 μg/m 3 .
No trabalho de Tresmondi (2003) podem-se observar níveis de material
particulado inaláveis em Paulínia (importante pólo petroquímico), Campinas e
Cosmópolis (no estado de São Paulo), amostrados entre Março/2000 a
Julho/2002. Entretanto os valores medidos não ultrapassaram os níveis
estabelecidos pela legislação vigente, mesmo sendo esta região um forte pólo
petroquímico. Mas ressalta que cidades como Cubatão já excedeu o limite
estabelecido (50 μg/m 3 – microgramas por metro cúbico) registrando 94 μg/m 3 em
2001, indicando a importância de uma política pública voltada para a questão.
Entretanto, a autora ressalta que os teores de material particulado inalável (MP10)
na região Central de Paulínia deveriam ser observados com mais cuidado, uma
vez que é a área que apresenta maior potencial para ultrapassar o limite de
concentração anual estabelecido, afinal foi registrada no ano de 2001 uma média
de 44,1 μg/m 3 . Um outro fator importante levantado é como o MP10 influencia a
atmosfera, pois em altas concentrações pode interferir no albedo (capacidade de
reflexão, espalhamento ou absorção da radiação solar pela atmosfera, ajudando
no aquecimento ou resfriamento do planeta).
Torres e Martins (2005) constataram que os veículos automotores são os
grandes responsáveis pelas altas quantidades de MP10 encontrado em Juiz de
Fora – Minas Gerais, pois os picos de concentração foram encontrados
justamente nos horários onde há maior circulação de automóveis, sobretudo por
volta das 18:00 horas. Os resultados mostram médias diárias que variaram entre
15 e 130 μg/m 3 , sendo que mais da metade dos 89 dias amostrados apresentaram
médias superiores a 50 μg/m 3 . A velocidade do vento também colabora para
aumentar a concentração de maneira inversa, ou seja, quanto menor a velocidade,
maior a concentração. Isto também se explica por se tratar de uma área localizada
em fundo de vale, o que pode também dificultar a dispersão com fracas rajadas de
31

ventos. Como Juiz de Fora recebe também um pesado fluxo de caminhões (que
utilizam óleo diesel como combustível), a Via São Pedro teria a função de tirar do
centro da cidade os veículos oriundos da MG-353 e em direção à BR-040, o que
poderia reduzir a poluição atmosférica local.
Em Cuiabá, Rebellato (2006) estudou a variação de MP10 entre
Dezembro/1992 a Março/1995. Neste período verificou que a quantidade de
particulado fino é 4,5 vezes maior que o particulado grosso na estação seca
(meses de maio a setembro), e neste período também se concentra o maior
número de atendimento hospitalar de crianças e idosos por problemas
respiratórios. Também se constatou que os principais componentes do material
particulado fino na estação seca e chuvosa são o enxofre, o potássio e o ferro,
enquanto que no material particulado grosso predominam o potássio, o cálcio e o
ferro para ambas as estações.
Para a quantidade de material particulado inalável o CONAMA estabeleceu
valores que indicam a situação da qualidade do ar em função da quantidade de
particulado na atmosfera. O padrão internacional dos parâmetros que avaliam a
qualidade do ar, no que se refere à quantidade que material particulado
atmosférico é seguido por diversos órgãos ambientais no Brasil, destacando-se o
trabalho realizado pela CETESB (2005). A tabela 3 mostra estes índices de
qualidade do ar, juntamente com o significado da situação identificada em função
da concentração do particulado existente. A Resolução do CONAMA n° 03 de
28/06/90 estabelece as concentrações máximas (em μg/m 3 ) de MP10 em 24 horas
para que ocorram avisos à população, sendo: 250 para atenção, 420 para alerta e
500 para emergência.
32

Tabela 3 – Índices de qualidade do ar em função do material particulado atmosférico
utilizado pela CETESB, com o significado de cada situação.
Qualidade
MP10 (μg/m 3 ) –
24h
SIGNIFICADO
BOA 0 – 50 Praticamente não há riscos à saúde.
REGULAR 50 – 150
INADEQUADA 151 – 250
MÁ 251 – 420
PÉSSIMA 421 - 500
CRÍTICA > 500
Fonte: Adaptado de CETESB (2005).
2.7. Deposição seca
33
Pessoas de grupos sensíveis (crianças, idosos e pessoas
com doenças respiratórias e cardíacas), podem
apresentar sintomas como tosse seca e cansaço. A
população, em geral, não é afetada.
Toda a população pode apresentar sintomas como tosse
seca, cansaço, ardor nos olhos, nariz e garganta. Pessoas
de grupos sensíveis (crianças, idosos e pessoas com
doenças respiratórias e cardíacas), podem apresentar
efeitos mais sérios na saúde.
Toda a população pode apresentar agravamento dos
sintomas como tosse seca, cansaço, ardor nos olhos,
nariz e garganta e ainda apresentar falta de ar e
respiração ofegante. Efeitos ainda mais graves à saúde de
grupos sensíveis (crianças, idosos e pessoas com
doenças respiratórias e cardíacas).
Toda a população pode apresentar sérios riscos de
manifestações de doenças respiratórias e
cardiovasculares.
Aumento de mortes prematuras em pessoas de grupos
sensíveis. Pessoas saudáveis podem apresentar sintomas
que afetam sua atividade normal,
A deposição seca é o material que existe suspenso na atmosfera, que
acaba por se depositar na superfície. Para De Souza et al. (2006), a deposição
atmosférica é um dos mais importantes mecanismos naturais para a ciclagem e
dispersão de nutrientes e outras substâncias pela superfície, podendo influenciar
nos processos biogeoquímicos continentais e costeiros. A deposição seca pode
ser ácida ou alcalina dependendo da sua origem. Assim, as conseqüências para o
ambiente dependerão de suas características e pelo fato de que se comportam de

maneira diferente sobre superfície secas e aquosas (De Souza et al., 2006;
Tasdemir e Günnes, 2006). Portanto, é comum que seus estudos estejam
associados com a deposição úmida ou com a deposição total, onde se estuda a
deposição seca misturada com a deposição úmida (Campos et al., 1998; Souza et
al., 2006).
Campos et al. (1998) verificou que na deposição total, as concentrações
dos íons eram maiores do que quando analisada somente a deposição úmida.
Outro ponto analisado foi que as médias volumétricas de pH e condutividade
também eram maiores na deposição total, indicando que neste caso, a deposição
seca ajuda a neutralizar um pouco da acidez existente. Como se trata da cidade
de Salvador (uma área litorânea), o spray marinho (sobretudo contendo o íon
sódio – Na + ) pode concorrer para amenizar a acidez existente. De Souza et al.
(2006) estudou o comportamento da deposição seca, úmida e total em Ilha
Grande (litoral do Rio de Janeiro). Constatou que a deposição seca tem grande
relação com a condutividade elétrica, bem como com a concentração dos íons
Na + , Ca +2 , Mg +2 e Cl - , mostrando a influência do spray marinho na composição da
deposição seca.
Tasdemir e Günnes (2006) estudaram a deposição seca de dióxido de
enxofre (SO2) em Bursa – Turquia, verificando a diferença em dois pontos, sendo
um na cidade e outro em área suburbana (afastada a cerca de 20 Km do centro).
Os resultados mostraram que o teor de SO2 encontrado na cidade é muito maior
do que no seu entorno e que sua origem está relaciona às técnicas para
aquecimento, atividades industriais e também à queima de combustível fóssil que
libera óxidos de enxofre (SOx) para a atmosfera, e que contribui de maneira mais
eficiente para a formação do material particulado grosso.
34

2.8. Queimadas e saúde pública
Há um interesse muito grande em associar poluição atmosférica somente
com emissões industriais ou emissões veiculares, sobretudo nos grandes centros
urbanos (Arbex et. al., 2004), poucas pesquisas consideram a influência das
queimadas (queima de biomassa) sobre a poluição urbana, e seus impactos na
saúde humana. Um fato que chama a atenção é o destino dado à madeira nos
países desenvolvidos, onde cerca de 82% é utilizado para fins industriais, e nos
países menos desenvolvidos, onde 80% da madeira é utilizada como lenha
(Goldemberg e Villanueva, 2003). Assim, também é preciso levar em conta que
para muitos países asiáticos, latino-americanos e africanos em desenvolvimento, a
queima da madeira e de outros combustíveis de biomassa são responsáveis por
aproximadamente 40 ou 60% do total dos recursos energéticos disponíveis para
estes países. Na África subsaariana, por exemplo, alguns países chegam a utilizar
quase 80% de sua energia total na cozinha doméstica, ou seja, através da queima
de biomassa (seja a lenha ou outros tipos de combustíveis, como esterco ou
carvão vegetal).
Goldemberg e Villanueva (2003) apontam que estudos da OMS
(Organização Mundial da Saúde) ressaltam que as pessoas submetidas a esta
atmosfera insalubre (resultado da queima de biomassa, sobretudo nos países
mais pobres) têm sofrido com problemas de infecção respiratória aguda,
especialmente a pneumonia. Além disto, estima-se que a infecção respiratória
aguda, seja responsável por cerca de 4,3 milhões de mortes anualmente em todo
mundo, atingindo principalmente as mulheres (responsáveis em geral por cerca de
90% das atividades domésticas) e as crianças.
No Brasil, o avanço agrícola e pecuário sobre a Amazônia tem provocado
um aumento crescente no desmatamento, onde se utilizam as queimadas como
35

agente de desmate (Drew, 2002), inclusive devido aos baixos custos que elas
demandam. Para as pequenas propriedades, as queimadas servem para preparar
o solo para o plantio, pois além de limpar a área, propicia a fertilização do solo
pelas cinzas (Cavalcante, 2001). No Mato Grosso, onde o avanço da fronteira
agrícola tem se intensificado nas últimas décadas, faz com que o estado registre
ano a ano, um grande número de focos de queimadas, sejam eles acidentais ou
propositais. Em Cuiabá, um costume antigo, faz com que se queime vegetação e
lixo urbano, principalmente na estação seca (Botelho et al., 2003). Mesmo com os
números, poucas pesquisas procuram relacionar os efeitos das queimadas sobre
a saúde da população local e qual a sua influência na composição da atmosfera.
Um estudo realizado no estado do Amazonas por Williams et. al. (1997) não
verificou uma influência significativa das queimadas na composição atmosférica,
entretanto não foi objetivo deste trabalho, relacionar as queimadas com a saúde
humana.
Arbex et al. (2004) aponta que as queimadas colaboram na formação do
material particulado inalável, podendo ser transportado pelos ventos através de
longas distâncias, e afetar inclusive áreas que não produzem queimadas. Um
outro ponto levantado para explicar o motivo pelos quais as queimadas a céu
aberto ainda são constantes, está no fato de que mesmo nos dias atuais, não se
conseguiu descobrir em quase 50% dos casos de queima de vegetação, qual a
origem do incêndio. E, como as pessoas mais pobres são as mais atingidas, os
serviços precários (quando há) de saúde pública, ou a falta de acesso, agrava
ainda mais a saúde destas pessoas.
Em Cuiabá, por exemplo, segundo o relatório de ocorrências do CIOSP
(2005), entre setembro de 2004 e janeiro de 2005 foram registradas 1970
ocorrências (a ocorrência se trata da denúncia feita pelo munícipe através do
telefone 190) de queimadas nos municípios de Cuiabá e Várzea Grande
(município vizinho a Cuiabá), sendo no mês de setembro registrado 709
36

ocorrências. A tendência é que com o início da estação chuvosa as ocorrências
diminuam.
Botelho et al. (2003) estudou as hospitalizações e internações provocadas
por infecção respiratória aguda em crianças com menos de 5 anos no Pronto
Socorro Municipal de Cuiabá, onde associou a influência das variáveis de
temperatura, umidade relativa do ar e número de queimadas aos registros. O
resultado encontrado mostrou que a maior parte dos atendimentos resultantes de
infecção respiratória aguda ocorreu durante o período chuvoso, e não durante a
estação seca, como se pensava. É importante ressaltar que embora a maior
incidência seja no período chuvoso, os níveis de infecção são menores do que os
registrados na estação seca, onde se registraram os quadros mais graves. Assim,
a atmosfera poluída pelas emissões das queimadas, em conjunto com a baixa
umidade relativa e temperaturas mais elevadas, geram um ar de má qualidade, e
quando respirado pelas crianças, tendem a aumentar o grau da infecção
respiratória aguda.
Assim sendo, o estudo da composição das chuvas, da deposição seca e o
material particulado inalável constituem importantes ferramentas para a análise da
poluição atmosférica. Isto porque são fatores que provocam uma conseqüência
perceptível ao homem, podendo ser os danos causados por estes eventos à
fauna, flora, corpos hídricos, solos, construções, e principalmente para a saúde
humana. Monteiro (2003) estabelece dentro do Sistema Clima Urbano que estes
eventos pertencem ao canal de percepção da qualidade do ar, situado dentro do
subsistema físico-químico. É importante reconhecer que atualmente já existem
tecnologias que podem amenizar os efeitos da poluição do ar para o ambiente, e
não se pode considerar que ela é uma resultante inevitável do desenvolvimento.
Os países desenvolvidos, foram os primeiros a sofrerem com este tipo de
problema, em função sobretudo do desenvolvimento e aperfeiçoamento industrial,
e por isso procuram agora formular mecanismos que possibilitem um
37

desenvolvimento contínuo, sem frear a economia, e que cause conseqüências
mínimas para o ambiente. Entretanto os acordos e protocolos criados e assinados
se mostram tímidos no eficiente combate da poluição, principalmente no que se
refere ao continente asiático, e também aos EUA, que se negam a cumprir o
protocolo de Kyoto, alegando que será prejudicial à sua economia.
O mundo vive então um grande dilema, pois de um lado está o avanço
tecnológico e de consumo, vital para o capitalismo, e de outro está à vigilância
ambiental, pois a percepção mais profunda que se pode extrair é a de que a vida
humana é condicionada a um mínimo de qualidade do ambiente (ar, água, solos,
etc.). Ou seja, caso não haja uma mudança no modo de ação, sobretudo dos
grandes detentores de capital, a sociedade será penalizada pela falta de recursos
hídricos e de poder respirar um ar de qualidade, onde os maiores prejudicados
serão aqueles mais pobres, que carecem de melhores condições de moradia e
saneamento básico, bem como não têm acesso a um serviço público de saúde de
qualidade. Baseado no exposto acima, este trabalho tem como objetivo avaliar a
poluição atmosférica em Cuiabá, a partir da análise da composição da água das
chuvas, da deposição seca, e da quantidade de material particulado inalável
quantificado em um mês da estação seca e outro da estação chuvosa. Como não
existe ainda uma longa série de dados sobre estes assuntos, não foi formulada
uma hipótese para confirmação ou não da mesma, e assim as conclusões seriam
indicadas pelos próprios resultados que vieram a ser encontrados.
38

3. ÁREA DE ESTUDO
Cuiabá – capital do Estado de Mato Grosso – é uma cidade com clima
tropical semi-úmido (tipo Aw pela classificação de Koppen), cuja sede municipal
que também é o centro geodésico da América do Sul se encontra nas
coordenadas 15°36’49’’ LS e 56°04’06’’ LW. Possui duas estações bem distintas,
sendo uma úmida e uma seca - alternadamente. A estação seca dura de 4 a 5
meses, de maio a setembro (Maitelli, 1994). A intensidade da seca neste período
provoca vários danos na cobertura vegetal, e devido à localização da cidade na
região tropical, próxima a linha do Equador, possui apenas alguns dias frios no
inverno, devido à chegada de frentes frias oriundas da região polar. O restante da
estação é quente e seca, e possui pluviosidade média anual próxima a 1.500 mm.
Por se localizar na porção centro-sul do estado de Mato Grosso a atuação
predominante durante a estação seca é do sistema de circulação estável do
Anticiclone do Atlântico Sul e também pelo sistema de correntes perturbadas de
Sul e Sudoeste do Anticiclone Polar, responsável pelo fenômeno de “friagem” na
região (Maitelli, 1994). Enquanto que na estação chuvosa atuam o sistema de
correntes perturbadas de Oeste e Noroeste (linhas de instabilidades das Frentes
Intertropicais) causando chuvas e temperaturas elevadas. Outro fator importante é
a influência da continentalidade em Cuiabá, que causa elevadas amplitudes
térmicas mensais (diferença entre a temperatura máxima e mínima registrada),
sobretudo nos meses de seca, sendo registradas amplitudes de até 15°C nos
meses de julho e agosto entre os anos de 1970 a 1992 (Maitelli, 1994).
Quanto ao relevo, Cuiabá está localizada na depressão Cuiabana, sendo
esta depressão circundada pela Província Serrana das Serras residuais do Alto
Paraguai, pelo Planalto dos Guimarães e Planalto dos Alcantilados.
39

Na depressão Cuiabana, predominam as rochas do Grupo Cuiabá, onde os
metamorfitos ocupam quase que a totalidade da área, e modelam um relevo
aplainado, pois já foram muito desgastadas pelos processos erosivos em virtude
de sua formação datar do pré-cambriano. Nas proximidades de Cuiabá
encontram-se os solos concrecionários, com elevadas concreções ferruginonas, o
que dificulta a caracterização dos horizontes e constituir o forte impedimento para
a mecanização e para o desenvolvimento das raízes. Assim, a baixa fertilidade
natural do solo e a ocorrência de vários casos de alta toxidez em função da
saturação por alumínio trocável, torna esta área desaconselhável para fins
agrícolas. A vegetação original que recobria a área é Cerrado do tipo savana
arbustiva, possuindo um extrato graminoso muito utilizado como pastagem natural
(RADAM, 1982).
Ao norte da depressão encontra-se a Província Serrana, onde predominam
as rochas do Grupo Alto Paraguai. Estas rochas são formadas principalmente por
rochas calcárias, formando cadeias paralelas de morros. Destaca-se a Formação
Araras, formada por calcários calcíticos (Rosário Oeste e Marzagão) e
dolomíticos. No Planalto dos Guimarães têm-se as rochas da bacia do Paraná,
constituídas sobretudo por areias quartzozas em áreas de topografia mais suave
com solos concrecionários o que dificulta o uso para fins agrícolas. No Planalto
dos Alcantilados, o relevo plano facilita a mecanização, entretanto o solo arenoso
necessita de correções para o uso agrícola, e tem-se na área a produção de
gêneros agrícolas como a soja e o algodão.
40

Figura 5 - Mapa geomorfológico de Mato Grosso. Fonte: Miranda e Amorim (2001).
Ao analisar o sistema atmosférico de Cuiabá com a sua localização
geográfica, verifica-se que o sítio urbano está assentado sobre uma topografia
suave, com a ocorrência de extensos chapadões à sua borda, caracterizando-a
como uma depressão relativa. Estes fatores contribuem para que haja na cidade
uma fraca ventilação (Maitelli, 1994), com a velocidade média mensal registrada
entre 1970 e 1992 de 1,8 m/s, e variação entre 1,2 (as 20:00 horas) a 2,4 m/s (às
14:00 horas). A fraca ventilação dificulta a dispersão dos poluentes, o que pode
causar uma maior concentração dos mesmos sobre a cidade. Além disto, durante
a estação seca, Maitelli (1994) verificou que há com maior periodicidade situações
de estabilidade atmosférica, céu limpo e baixa velocidade do vento. Sendo assim,
é necessário ressaltar que sistemas de atmosfera estável dificultam ainda mais a
dispersão dos poluentes.
41

O uso do solo e as atividades econômicas dos Planaltos dos Guimarães,
dos Alcantilados e da Província Serrana são muito importantes para se
compreender as influências que podem ocorrer na Depressão Cuiabana. Em
função das jazidas calcárias existentes na Província Serrana, encontram-se
sobretudo no município de Nobres (cerca de 120 Km ao norte de Cuiabá,
seguindo a BR-364/163), indústrias mineradoras que produzem calcário para fins
agrícolas além de uma fábrica produtora de cimento de grande porte. Estas
atividades podem contribuir na emissão de partículas de calcário (ricos em
carbonatos) para a atmosfera, e assim podem posteriormente ser transportadas
pelos ventos. No ano de 2004 foram produzidas no estado de Mato Grosso cerca
de 5,8 milhões de toneladas de calcário beneficiado (DNPM, 2005), enquanto que
no ano de 2003 foram cerca de 6,1 milhões de toneladas (DNPM, 2004), conforme
a figura 6. Desta quantidade, quase 100% tem como destino o próprio estado,
entretanto apenas cerca de 5% teve o uso agrícola declarado como seu fim,
entretanto, mais de 70% desta quantidade não teve seu destino final indicado, e
assim, é possível que uma maior quantidade tenha sido utilizada.
42

Figura 6 - Municípios com maior produção (toneladas) de calcário no ano de 2003.
Organização: Rodrigo Marques (2006).
Nos planaltos, cobertos pelos cerrados, os solos são considerados ácidos,
em função de suas características químicas, físicas e mineralógicas, o que torna
necessário uma reconstrução da fertilidade destes solos, feita através da calagem
e da adubação fosfatada corretiva (Lopes, 1983). Para o entorno da Depressão
Cuiabana, o processo de calagem é muito importante. Esta técnica se baseia na
adição de calcário no solo, e colabora em dois processos importantes, pois
melhora as condições de fertilidade natural do solo, além de auxiliar na diminuição
da toxidez provocada pelo alumínio, ferro e manganês (Lopes, 1983). Outro fator
importante levantado por Lopes (1983) é que a calagem prévia faz aumentar a
eficiência dos fertilizantes fosfatados solúveis em água. Assim, durante do
processo de aplicação de calcário no solo, pode haver dispersão de parte deste
43

calcário para a atmosfera e o transporte pelos ventos pode convergir para a
Depressão Cuiabana, mais baixa que o entorno, facilitando o acúmulo nesta área
em função da fraca ventilação. As figuras 7, 8 e 9 mostram os maiores produtores
de algodão, milho e soja em Mato Grosso, onde se verifica como os planaltos
mato-grossenses vêm sendo utilizados para a produção agrícola.
Figura 7 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de algodão no ano de 2004.
Fonte: SEPLAN/MT (2005).
44

Figura 8 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de milho no ano de 2004. Fonte:
SEPLAN/MT (2005).
Figura 9 - Municípios de Mato Grosso com maior produção de soja no ano de 2004. Fonte:
SEPLAN/MT (2005).
45

O processo de expansão urbana resultou na conurbação de Cuiabá com a
cidade vizinha de Várzea Grande, formando o Aglomerado Urbano Cuiabá–Várzea
Grande, que conta atualmente com uma população estimada em torno de 800 mil
habitantes (IBGE, 2005), porém em 2000 sua população era de 698.644
habitantes. Um dos principais responsáveis pela emissão de poluentes é a frota de
veículos existente, que considerando o Aglomerado Urbano Cuiabá – Várzea
Grande são aproximadamente 216 mil veículos automotores (Detran-MT, 2005).
Também há um grande número de focos de queimadas urbanas, principalmente
durante a seca, o que pode aumentar a concentração de gases e material sólido
suspenso no ar, e conseqüentemente afetar a saúde de sua população.
Apresentou uma variação populacional de 20% entre 1991 e 2000 e uma taxa de
crescimento de 2,04% ao ano, mas entre 1960 e 1991 sofreu uma variação
populacional de 596%, passando de 50.860 para 402.813 habitantes (IPDU,
2004).
A estrutura urbana de Cuiabá sofreu grandes mudanças após a década de
1970, em função do Programa de Integração Nacional (PIN) criado neste ano
(Romancini, 2001). Assim, este projeto se preocupou na criação de estradas
indispensáveis para a região, bem como promover uma política de estímulos para
a formação de pólos agrícolas e industriais em Mato Grosso (criando-se projetos
como o PROTERRA, PRODOESTE, PROBOR, POLOCENTRO e o
POLAMAZÔNIA). Assim, na capital mato-grossense se instalaram representações
de empresas colonizadoras, de planejamento e também de assessoria a projetos
agropecuários. A aptidão para atividades agro-florestais do estado também
promoveu a vinda de empresas de maquinarias e equipamentos agrícolas e
madeireiras (Romancini, 2001). Entretanto a rápida expansão urbana trouxe
conseqüências negativas para a cidade, como as ocupações irregulares, expondo
a população (sobretudo a mais pobre) a viver em áreas insalubres, sem
assistência de serviços públicos como saneamento e saúde. Quanto ao setor
industrial, Cuiabá apresenta seu forte na construção civil, na transformação de
46

minerais, na produção de produtos alimentares. Embora apresente indústrias
ligadas à metalurgia, química e refino de petróleo (IPDU, 2004; SEPLAN, 2004),
estas são na sua maioria de pequeno porte, o que faz com que Cuiabá não se
caracterize como um grande pólo industrial, com grandes emissões de poluentes
atmosféricos de origem industrial.
O presente trabalho foi realizado no Campus da Universidade Federal de
Mato Grosso, (15°36’40’’ LS e 56°01’33’’ LW) – região leste de Cuiabá, conforme
figura 10. A área fica entre as avenidas Fernando Correa da Costa e Arquimedes
Pereira Lima (conhecida como estrada do moinho), avenidas com grande tráfego
de automóveis, pois ligam o centro da cidade à região do Coxipó (Av. Fernando
Correa da Costa), e a região norte e leste (Av. Arquimedes Pereira Lima) também
à região do Coxipó, onde estão localizados diversos bairros residenciais e também
ao distrito industriário de Cuiabá.
47

Figura 10 – Mapa da Área de Estudo
48

4. METODOLOGIA
Ao se propor um estudo geográfico sobre questões atmosféricas, sobretudo
relativas a poluição do ar, como este trabalho, não se pode abordar o assunto sem
levar em conta a Teoria do Sistema Clima Urbano, proposta pelo Professor Carlos
Augusto de Figueiredo Monteiro em 1976 (Monteiro, 2003) em que sistematiza o
Clima Urbano como uma articulação de diversos fatores (geoecológicos e
geourbanos), subdividindo-o em três subsistemas - o termodinâmico, o físicoquímico
e o hidrometeórico. Entretanto esta subdivisão não objetiva o trabalho
isolado, até porque segundo o próprio autor, o Clima Urbano é formado pela
articulação destes três subsistemas, através de seus respectivos canais de
percepção, ou seja, como se dá a percepção humana sobre o fenômeno
estudado.
Portanto, o embasamento teórico-conceitual e a metodologia dele resultante
apóiam-se na obra desse autor, com os ajustes metodológicos necessários para
atender a realidade do estudo em questão e dar conta dos objetivos de análise do
subsistema físico-químico, através do canal de percepção da qualidade do ar,
integrando-a aos aspectos termo-dinâmicos em análises temporais.
Sabendo-se que a gênese desse subsistema parte da produção humana na
cidade, se fez necessário levantar as fontes emissoras de poluição que, partindo
de certos pontos da cidade, difunde-se dentro dela e tende a ser exportada para o
ambiente circundante (Monteiro, 1976, p. 133/134). Por isto a avaliação criteriosa
da frota de veículos automotores em Cuiabá, atividades industriais aqui existentes
(embora pequenas), de maneira a identificar quais os poluentes mais emitidos em
nossa atmosfera local. Como visto, as atividades urbanas são fontes importantes
de poluição, principalmente, quando se tem em uma cidade como Cuiabá, e em
um estado como Mato Grosso, um número elevado de queimadas, sobretudo,
49

durante a estação seca. Outro fator importante investigado nesta pesquisa
(Monteiro, 2003) foi de verificar a influência da localização geográfica de Cuiabá
na difusão dos poluentes, pois está situada na Depressão Cuiabana, e isso pode
ser um fator que favorece ao acúmulo dos poluentes. Outra indagação foi a de
verificar se o uso de corretivos agrícolas nas atividades desenvolvidas nas bordas
dos planaltos que circundam a Depressão Cuiabana (Planaltos dos Alcantilados e
de Chapada dos Guimarães), estão sendo transportados, pelos ventos, para
Cuiabá, contribuindo para a contaminação da atmosfera.
Desta maneira, toda esta emissão de poluentes na atmosfera pode
provocar efeitos diretos no ambiente, cujas conseqüências dos níveis de poluição
da atmosfera para a vida animal, vegetal e ao próprio homem podem ser
mensuradas através da análise da água de chuva, da deposição seca e da
quantidade de material particulado inalável existente. Isto possibilita uma melhor
compreensão dos possíveis causadores de problemas de saúde humana,
sobretudo aqueles relacionados a doenças respiratórias. Possibilita também
entender de maneira mais clara os motivos que levam a acidificação dos solos,
corpos d’água e impactos em áreas vegetadas, que embora ainda não tenha sido
verificado no estado, já foi estudado em outros lugares do país e do mundo.
4.1. Coleta de água de chuva
Após a revisão bibliográfica acerca do assunto, foi instalado um coletor de
amostras no Campus da Universidade Federal de Mato Grosso (LW 56º 01’ 33” e
LS 15º 36’ 40”) em área aberta, a 1,70 metros de altura livre de obstáculos que
pudessem vir a contaminar as amostras coletadas. O coletor permanecia sempre
aberto, e para evitar interferência por deposição seca, e as coletas foram
realizadas com intervalo de 12 horas, ou após um evento chuvoso. Em cada
50

amostragem, o coletor era lavado e limpo com água deionisada ultra-pura (tratada
pelo sistema Milipore) por três vezes, para evitar que ficassem resquícios de
contaminação. As amostras foram coletadas entre o dia 21/02/2006 até o dia
02/07/2006, totalizando 39 amostras.
A abertura era constituída de um funil de polipropileno com diâmetro de 27
cm, conectado por um funil menor de polipropileno a um recipiente fechado com
capacidade para armazenar até 12 litros (também constituído de polipropileno).
Desta maneira não houve problemas para amostras de chuvas com grande
pluviosidade (superiores a 100 mm de chuva). O sistema de suporte era
constituído de aço inox, onde o funil de polipropileno é encaixado, e sua parte
interna, onde se localiza o recipiente de coleta, foi revestida com uma camada de
isolante térmico (isopor) de 2 centímetros, de forma a garantir uma temperatura
interna mais constante. A figura 11 mostra a visão externa e interna do coletor de
chuva utilizado. O sistema era lavado com água deionizada ultra-pura após cada
amostragem, ou no intervalo máximo de cerca de 12 horas (caso não houvesse
amostras) com o objetivo de evitar contaminação por deposição seca.
Figura 11 – Visão externa e interna do coletor de água de chuva.
51

Nos horários estabelecidos de coleta dentro dos intervalos de 12 horas
(manhã e tarde), foi realizada a amostragem e/ou limpeza do coletor de chuva.
Quando havia amostra, era realizada a medição imediata do pH e da
condutividade elétrica da amostra, pois estudos realizados por Karlssom, Laurém
e Peltoniemi (2000) na Finlândia indicam que as coletas realizadas com intervalos
de 24 horas garantem a estabilidade dos íons. Assim, como as coletas foram
realizadas a cada 12 horas, não havendo perda na concentração dos poluentes na
amostra, e as medições realizadas imediatamente após a coleta, representaram
os dados reais de pH e condutividade da amostra.
Para a mensuração do pH da amostra foi utilizado um pH-metro portátil
marca Quimis (modelo Q-405), calibrado anteriormente a cada medição (com
solução tampão pH 4,00 e 7,00). Após a calibração foi feita a leitura de uma
solução de ácido clorídrico (HCl) a uma concentração de 2x10 -4 M (molar), o que
melhora a resposta do equipamento nas leituras de amostras com baixa força
iônica, caso da água da chuva. Estudos realizados por Harris (2001) nos EUA
mostraram que a leitura deste tipo de solução antes da leitura da amostra
minimiza possíveis erros na obtenção de valores de pH para água de chuva. A
leitura do pH da amostra foi realizada após a leitura da solução de ácido clorídrico.
Também foi realizada a medição imediata da condutividade elétrica utilizando um
condutivímetro marca Tecnopon (modelo mCA – 150), também calibrado antes
das medições (com solução padrão de 146,7 μS/cm. Ao término das medições,
uma alíquota (entre 30 e 50 ml) da amostra foi devidamente acondicionada em um
frasco de polietileno com etiqueta identificando a amostra e congelada em um
refrigerador para posterior análise química.
Os dados de direção do vento foram obtidos de uma estação climatológica
automática marca Wheater Link instalada no Campus da Universidade Federal de
Mato Grosso (bem próxima ao sistema coletor de água de chuva). Foi possível
analisar o ritmo da variação dos dados e discuti-los associando variáveis que
52

puderam influenciar os resultados. Assim, temos a direção do vento no evento
chuvoso, além de outras ações na própria Baixada Cuiabana, como a ocorrência
das queimadas, e número de dias anteriores ao evento sem chuva.
4.1.1 Análise química da água da chuva
As amostras foram submetidas à análise química qualitativa (indica o tipo
de substância está presente na amostra) e quantitativa (indica a concentração da
substância existente na amostra) no Laboratório de Metais Pesados do
Departamento de Química da UFMT, onde foram identificados e quantificados os
teores de nitrato, sulfato, cloreto, nitrito, fluoreto e fosfato. Para as análises foi
utilizado um cromatógrafo iônico (marca Dionex, modelo ICS 90), calibrado
previamente (figuras 12 e 13), tendo em vista sua confiabilidade na análise de
parâmetros com concentrações baixas (podendo medir em parte por bilhão – ppb,
ou μg/L – micrograma por litro), como é o caso da água de chuva em Cuiabá.
Figura 12 - Curvas de calibração para os parâmetros analisados na composição da água da
chuva.
53

Figura 13 - Dados das curvas de calibração utilizadas nas análises dos parâmetros.
4.1.2 Cálculos e estatísticas da água de chuva
Foram obtidas médias mensais para todos os parâmetros determinados
(pH, condutividade elétrica e ânions) para a água de chuva. Para a obtenção das
médias, foi utilizado o cálculo da concentração média volumétrica (ou CMV, assim
denominada por Tresmondi, 2003) comumente conhecida como média ponderada
volumétrica (MPV, conforme os trabalhos de Leal, et. al., 2004; De Mello, 2001).
Quando se trata de estabelecer médias de concentração em água de chuva, se
faz necessário calcular a CMV ou MPV (Tresmondi, 2003; De Mello, 2001), pois
nestes casos o volume de precipitação é importante, e segue uma lógica
inversamente proporcional devido à diluição atmosférica, ou seja, quanto maior o
volume da chuva mais os compostos se diluem, e quanto menor o volume da
precipitação mais concentrada a substância estará.
A não utilização dos cálculos da concentração média volumétrica acarreta
erros na obtenção das médias das concentrações de íons (nitrato, sulfato, ou
54

qualquer outro composto analisado), pH ou condutividade elétrica. Para se
determinar estas médias se utiliza a seguinte fórmula:
onde,
CMV
n
∑
i=
1
= n
∑
i=
i
C v
CMV= concentração média volumétrica ou média ponderada volumétrica (MPV) de
um determinado parâmetro no período;
Ci= concentração do parâmetro determinada no evento;
vi= volume de precipitação (mm) no evento.
No caso do cálculo do pH, primeiro converte-se o valor do pH para seu valor
em concentração de H + (íons de hidrogênio), pondera-se a média volumétrica em
H + , e o resultado final da concentração média volumétrica de H + é novamente
convertido para o valor em unidades de pH. Por ser o pH um valor logarítmico,
caso não ocorra esta conversão, os resultados das médias apresentarão erros em
função da aproximação dos valores. Na análise estatística destes dados, foi
utilizada a análise de correlação no software Minitab 13, pois esta técnica permite
mostrar o grau de dependência entre as variáveis estudadas. Para este trabalho
será utilizado o termo CMV no que se refere às médias volumétricas.
i
v
i
i
55

4.2. Coleta de material seco depositado
Entende-se por deposição seca, os materiais suspensos na atmosfera que
se depositaram sobre o coletor de água de chuva. As coletas de deposição seca
foram realizadas entre 12/08/2006 a 30/09/2006 no mesmo local onde se coletou
água de chuva, de segunda a sexta (devido à impossibilidade de coleta nos finais
de semana), totalizando 30 amostras. A coleta era realizada a cada 24 horas, no
horário de 18 horas, e consistia em lavar a parte interna do coletor (funil de
amostragem) com jatos de água deionizada ultra-pura até um volume aproximado
de 50 ml. Este volume se acumulava no recipiente coletor, que era vigorosamente
agitado para promover uma remoção mais eficiente das partículas de deposição
seca e depois acondicionado em um frasco de polietileno estéril, lavado
previamente com água deionizada ultra-pura.
Em seguida, foi realizada a medição imediata do pH e da condutividade
elétrica da amostra utilizando os mesmos procedimentos para água de chuva.
Após as medições a amostra foi devidamente identificada com etiqueta e
congelada em um refrigerador para posterior análise química qualitativa e
quantitativa. Os dados de direção do vento foram obtidos de uma estação
climatológica automática marca Wheater Link instalada no Campus da
Universidade Federal de Mato Grosso (bem próxima ao sistema coletor de água
de chuva).
Os dados de deposição foram analisados levando em conta as atividades
ocorridas durante o período amostrado, sobretudo no que diz respeito às
queimadas urbanas provocadas pela população. A análise dos ânions e dos
cátions possibilitaria encontrar quais atividades mais influenciam na composição
da deposição seca encontrada no Campus da Universidade Federal de Mato
Grosso, entretanto ainda não foi possível realizar esta análise em função da
56

quebra de uma peça do cromatógrafo de íons (equipamento que realizaria estas
análises).
4.3. Coleta de material particulado
Foi instalado um coletor de material particulado do tipo amostrador dicotômico
(marca Andersen Graseby) no campus da Universidade Federal de Mato Grosso
(próximo a entrada do Jardim Zoológico, à cerca de 4 metros de altura, em local
seguro e de fácil acesso para as trocas dos filtros e eventuais ajustes que se
fizessem necessários. Aos arredores encontram-se áreas com vegetação, mas
também está próximo de uma avenida com alto fluxo de automóveis. Em função
da dificuldade encontrada na operação do amostrador dicotômico, foi viabilizada
uma visita técnica a CETESB em São Paulo, onde o técnico Carlos Roberto Sachi,
propiciou um rápido treinamento, mas o suficiente para iniciar a operação do
amostrador com a segurança de uma correta amostragem. Os filtros de teflon
foram pesados antes e posterior a amostragem no Laboratório de Balanças do
Instituto de Física (IF) da Universidade de São Paulo, tendo o auxílio das técnicas
Ana Lúcia (IF) e Rosana (IAG). Foram realizadas em uma balança ultra-analítica,
marca Mettler (modelo M 3), de precisão de 0,001 mg. A pesagem possibilitou
realizar medições diárias do material particulado inalável, bem a quantificação
separada do particulado fino (até 2,5 μm) e grosso ( >2,5 até 10 μm). Os trabalhos
realizados em São Paulo foram obtidos através do emprenho e auxílio da Prof.ª
Dr.ª Adalgiza Fornaro (IAG/USP) e do Prof. Dr. Edinaldo de Castro e Silva
(ICET/UFMT).
O equipamento foi calibrado com os medidores de fluxo Top Track (Sierra),
de modo a garantir a correta aquisição dos dados e cálculos das concentrações de
material particulado. A calibração foi realizada levando em consideração as CNTP
57

(Condições Normais de Temperatura e Pressão) para as devidas correções,
gerando duas curvas de calibração (uma para o fluxo total e outra para o fluxo
grosso, figuras 14 e 15) com R 2 superior a 0,995.
IC
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
y = 0,6642x + 0,4793
R 2 = 0,9996
0,00 5,00 10,00 15,00 20,00 25,00
TQa
Figura 14 - Curva de Calibração do Fluxo Total do Amostrador Dicotômico.
IC
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
y = 0,6342x + 0,0695
R 2 = 0,9984
0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50
CQa
Figura 15 - Curva de Calibração do Fluxo Grosso do Amostrador Dicotômico.
58

As amostragens se iniciaram no dia 01/09/2006, e foram realizadas durante
60 dias ininterruptos, com a troca dos filtros efetuada a cada 24 horas. A
amostragem foi realizada entre 02/09/2006 a 02/11/2006, ou seja, durante o ultimo
mês de estação seca e o primeiro mês de estação chuvosa de 2006, de maneira a
garantir uma melhor representatividade das duas estações, levando em conta as
ações humanas principalmente através das queimadas que ocorrem em Cuiabá
durante a seca. Este equipamento é constituído basicamente em três partes
(indicadas na figura 16):
1 – a cabeça de entrada, por onde entra o fluxo de ar;
2 – o corpo, que consiste em um tripé que sustenta uma haste onde se situam os
filtros na parte inferior e o impactador virtual (realiza a separação das partículas
finas e grossas, através da gravidade e do peso das partículas) na parte superior
(se acoplando a cabeça de entrada);
3 – e o módulo de controle, onde se situam os rotâmetros controladores de fluxo, o
horímetro (que registra o tempo amostrado) e o compressor que garante a entrada
do fluxo no amostrador.
Desta maneira, permite a separação do material particulado inalável, devido
à aerodinâmica interna do impactador virtual, sendo eles retidos em dois filtros,
localizados na parte inferior do corpo do equipamento.
59

Figura 16 – Amostrador Dicotômico durante amostragem no Campus da UFMT (02/09 a 02/11
de 2006).
4.3.1. Cálculos e pesagem do material particulado inalável
Para a obtenção da quantidade de material particulado diário, será utilizada
a técnica de gravimetria. Esta técnica consiste em determinar a quantidade de
material particulado inalável pela diferença de peso entre o filtro utilizado para
cada amostra. Isto porque cada filtro utilizado é pesado antes e após a
amostragem, sendo que a diferença de peso obtida a quantidade de material
particulado para a amostra (que se trata de um período amostrado de 24 horas).
A balança utilizada para a pesagem dos filtros foi uma balança ultraanalítica,
marca Mettler, com precisão de microgramas (μg), ou seja, precisão de
ou 0,001mg. É importante ressaltar que durante a pesagem dos filtros, os mesmo
60

precisaram permanecer em repouso de 24 horas, recebendo radiação de polônio
radioativo (Po 210 ) para diminuir a carga eletrostática que pode acarretar em erros
durante a pesagem. A sala de pesagem tem sua temperatura (20° C) e umidade
(< 40%) controlada, afim de que não houvesse umidade suficiente para causar
diferenças na pesagem. Como os rotâmetros de fluxo controlam a quantidade de
fluxo de ar amostrado, e há os dados de tempo amostrado e quantidade de
particulado amostrado, é possível quantificar a concentração do material
particulado para aquele dia (24 horas) amostrado, através da seguinte fórmula:
onde:
3 [ ( Mp)
⋅(
10 ) ] Vp
PM 10 =
÷
PM10: concentração de material particulado de 10μg (microgramas) nos filtros
amostrados em μg/m 3 (microgramas por metro cúbico);
Mp: diferença de peso do filtro amostrado (para calcular o PM10 devem-se somar
aqui os valores obtidos do particulado fino e grosso);
10 3 : conversão de miligramas para microgramas (mg para μg);
Vp: volume padrão amostrado em m 3 (o produto da quantidade de fluxo registrada
pelo tempo amostrado em minutos).
61

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Resultados analíticos da água de chuva
A amostragem da água das chuvas pode ser dividida em momentos distintos.
Um primeiro período consistiu em dados entre os dias 21/02/2006 a 02/07/2006,
totalizando 38 amostras. Para estas 38 amostras coletadas, os resultados de pH
que variaram entre 4,50 e 6,79, onde 36,8% eram menor que 5,6, 36,8% entre
5,60 e 6,0, e 26,4% acima de 6,01, enquanto os valores de condutividade elétrica
variaram de 1,90 a 27 μS/cm (figura 17).
O volume de chuva acumulado pelas amostras coletadas foi de 472,2 mm.
Para o cálculo das médias, levou-se em conta o volume de precipitação,
calculando-se assim a concentração média volumétrica (CMV), devido ao efeito de
diluição atmosférica provocado pelo volume de cada evento chuvoso. A CMV
mensal encontrada para pH foi de 4,80 no final de fevereiro, 5,13 para março, 5,72
para abril, 6,3 em maio, e 6,24 em julho (não houve registro de precipitação em
junho). Para a condutividade elétrica, a CMV encontrada foi de 9,14 μS/cm para o
final de fevereiro, 7,12 μS/cm para março, 4,35 μS/cm para o mês de abril, 10,22
μS/cm em maio e 9,47 μS/cm em julho (figura 18).
Os resultados indicam uma tendência de elevação nos valores médios
volumétricos de pH e de diminuição nos valores médios volumétricos de
condutividade elétrica no final da estação chuvosa (mês de abril) em Cuiabá. Entre
os meses de maio a julho, foram coletados apenas dois eventos, sendo um em
maio (20/05/2006) e outro em julho (02/07/2006), que apresentaram pH de 6,30 e
6,24 e condutividade de 10,22 e 9,47 μS/cm respectivamente. A CMV calculada
62

para todo o período foi de 5,18 para o pH, e de 6,93 μS/cm para a condutividade
elétrica.
pH
7,00
6,50
6,00
5,50
5,00
4,50
4,00
1 3 5 7 9 1113151719212325272931333537
pH Cond.
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Condutividade elétrica
(μS/cm)
Figura 17 – Variação dos valores de pH e condutividade elétrica para o período analisado
entre 21/02/2006 a 02/07/2006.
Na figura 18, se observam dois comportamentos distintos para as médias
volumétricas de pH e condutividade elétrica dos meses de fevereiro, março e abril,
se verifica que a relação é inversa, ou seja, conforme o pH aumenta, temos
menores valores de condutividade. Estes resultados mostram que os sais
dissolvidos neste primeiro período apresentam uma característica mais ácida, pois
ao se diminuir a concentração destes sais, o pH se eleva.
Nos eventos de maio e julho (meses de estação seca), se observa que os
valores do pH são maiores que dos meses anteriores, assim como os valores da
condutividade elétrica. Isto pode indicar que os sais que estão dissolvidos na água
apresentam características alcalinas, neutralizando a acidez existente na água da
chuva. No período da seca em Cuiabá, são registrados os maiores índices de
queimadas urbanas, e nas cinzas provocadas pelas queimadas, podem-se
encontrar substâncias alcalinas (como cálcio, potássio e magnésio), que não
63

foram quantificadas neste trabalho, mas que podem colaborar para neutralizar a
acidez.
Condutividade elétrica
(μS/cm)
11
10
9
8
7
6
5
4
9,14
4,8
7,12
5,13
5,72
4,35
7
10,22
6,3
9,47
6,24
6,5
6
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
CMV cond CMV pH
Figura 18 – Variação da CMV para os valores de pH e condutividade elétrica (μS/cm) para os
meses entre fevereiro a julho de 2006
Foram realizadas as análises químicas em todas as 38 amostras, através
de um cromatógrafo de íons, marca Dionex (modelo ICS-90), realizada no
Laboratório de Metais Pesados da Universidade Federal de Mato Grosso. Os
ânions analisados foram: fluoreto (F - ), cloreto (Cl - ), nitrito (NO2 - ), nitrato (NO3 - ),
fosfato (PO4 -2 ) e sulfato (SO4 -2 ). Entretanto foram identificados e quantificados em
ppb (parte por bilhão) os íons fluoreto em 26 amostras, cloreto em 34, nitrito em
24, fosfato em apenas 2, e os íons nitrato e sulfato nas 38 amostras.
Os resultados mostraram que a concentração de fluoreto variou entre 14 e
27 ppb, de cloreto variou entre 15 e 309 ppb, nitrito entre 3 e 54 ppb, nitrato entre
5 e 877 ppb, sulfato entre 41 e 1653 ppb, e para fosfato registrou-se apenas os
valores de 16 e 5 ppb. Na figura 19, se observa a variação de quatro íons, sendo
eles o fluoreto, o cloreto, o nitrito e o fosfato. É possível visualizar falhas na linha
de cada espécie iônica, resultado de não ter sido encontrado estes poluentes em
5,5
5
4,5
pH
64

todas as amostras analisadas. A CMV calculada para todo o período (em ppb) foi
de 17 para fluoreto, 58 para cloreto, 18 para nitrito, 243 para nitrato e 114 para
sulfato, não sendo calculada para fosfato em função de ser detectada em apenas
dois eventos.
Concentração (ppb)
350
300
250
200
150
100
50
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37
Fluoreto Cloreto Nitrito Fosfato
Figura 19 – Variação da concentração (ppb) dos íons fluoreto, cloreto, nitrito e fosfato nas
39 amostras coletadas entre 21/02/2006 a 02/07/2006.
Na figura 20, tem-se a CMV do nitrito e cloreto, comparando-as com a CMV
do pH. O que se pode verificar, é que nos primeiros meses analisados (fevereiro,
março e abril, que correspondem ao final da estação chuvosa) conforme há uma
diminuição da concentração destes poluentes, temos uma elevação na média
mensal do pH. Entretanto, nos dois últimos meses deste período, vemos que há
uma elevação tanto das concentrações de cloreto de nitrito como de pH, o que
sugere a existência que substâncias capazes de neutralizar a acidez provocada
por estes íons.
Como os meses de maio e julho compreendem parte da estação seca, onde
chuvas são escassas (haja vista que se amostrou apenas um evento chuvoso em
maio e outro em julho, não sendo registrado chuvas em junho) e por isso há uma
65

maior concentração de poluentes na atmosfera, Cuiabá ainda sofre com as
queimadas urbanas, que podem emitir para a atmosfera, poluentes com
características alcalinas. Um exemplo para esta afirmação pode ser constatado no
trabalho de Rebellato (2006) que encontrou no material particulado suspenso na
atmosfera de Cuiabá teores elevados de cálcio e potássio, substâncias alcalinas
(capazes de neutralizar a acidez existente).
Concentração de cloreto e nitrito
(ppb)
120
100
80
60
40
20
0
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
Cloreto Nitrito pH
Figura 20 – Variação da CMV mensal em Cuiabá-MT para pH e para os íons cloreto e nitrito.
Quando comparadas às variações da CMV mensal de condutividade com
as de fluoreto, cloreto e nitrito são nítidas as relações existentes entre estas
variáveis, conforme a figura 21. Verifica-se que de fevereiro a abril há uma
diminuição gradativa da condutividade, bem como diminuem as concentrações de
fluoreto, cloreto e nitrito. No mês de maio, o aumento da condutividade se dá
juntamente com a elevação da concentração dos íons. E no mês de julho, a
pequena queda no valor da condutividade é acompanha também por menores
valores dos íons. Macêdo (2004) afirma que “a condutividade elétrica da água é
determinada pela presença de substâncias dissolvidas que se dissociam em
ânions e cátions”.
6,5
6
5,5
5
4,5
pH
66

Assim, quanto maior a concentração dos ânions na água, maior será a
condutividade elétrica e vice-versa. Outro dado importante, é que as amostras dos
meses de maio e julho se referem à estação seca, onde devido às poucas chuvas,
possibilita um acúmulo de poluentes atmosféricos, que acabam por se precipitar
posteriormente. O contrário ocorre na estação chuvosa, onde o ritmo constante
das chuvas dificulta o acúmulo dos poluentes, pois há uma constante limpeza
atmosférica.
Condutividade (μS/cm) e
concentração de fluoreto (ppb)
25
20
15
10
5
0
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
Cond Fluoreto Cloreto Nitrito
Figura 21 – Variação da CMV mensal em Cuiabá-MT para condutividade elétrica (μS/cm) e
concentração dos íons fluoreto, cloreto e nitrito, no período de 21/02/2006 a 02/07/2006.
Os dois ânions que foram identificados e quantificados em todas as
amostras foram o nitrato e o sulfato, e sua variação pode ser vista na figura 22. As
emissões destes poluentes estão vinculadas principalmente às atividades
industriais e às emissões veiculares. Como Cuiabá não possui um grande parque
industrial, os automóveis são provavelmente os principais emissores de poluição
na capital mato-grossense.
120
100
80
60
40
20
0
Concentração de cloreto e nitrito
(ppb)
67

Nitrato (ppb)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37
Nitrato Sulfato
Figura 22 – Variação da concentração (ppb) de nitrato e sulfato nas amostras de água de
chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Quando comparada as CMV mensais de pH com as das concentrações de
sulfato (figura 23), se observa que não há uma relação inversa entre os dados,
pois teoricamente, teores mais elevados de sulfatos tendem a revelar valores mais
baixos de pH. Constatou-se um aumento gradativo nas médias mensais de pH,
bem como também houve um aumento nas concentrações de sulfato. Somente no
mês de março é que a concentração se manteve um pouco menor em relação ao
mês anterior. Principalmente nos meses de maio e julho, os teores elevados se
justificam devido à ausência de chuvas, o que colabora para o aumento da
concentração deste poluente. O valor mais alto de pH pode ser creditado às
possíveis concentrações de substâncias capazes de neutralizar a acidez
provocada por este ânion.
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Sulfato (ppb)
68

pH
6,5
6
5,5
5
4,5
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
pH Sulfato
Figura 23 – Variação da CMV mensal de pH e da concentração (ppb) de sulfato nas amostras
de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Ao comparar a variação da CMV mensal de condutividade elétrica com as
médias mensais de sulfato, se constata que nos meses de fevereiro, março e abril,
há uma relação inversa, onde se vê uma diminuição da condutividade e um ligeiro
aumento no teor de sulfato nas chuvas (figura 24). Isto pode ser explicado devido
a este período corresponder ao final da estação chuvosa, e embora houvesse um
pequeno aumento no teor de sulfato, se constatou a diminuição dos teores de
nitrito, fluoreto e cloreto, conforme já visto na figura 21. Nos meses de maio a
julho, a estação seca favorece o aumento dos poluentes atmosféricos, fazendo
com que as poucas chuvas que se precipitam, venham carregadas de poluentes
acumulados durante a ausência das chuvas.
400
350
300
250
200
150
100
50
0
Sulfato
69

Concutividade elétrica
12
10
8
6
4
2
0
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
Cond Sulfato
Figura 24 – Variação da CMV mensal para condutividade elétrica (μS/cm) e concentração
(ppb) de sulfato nas amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e
02/07/2006.
Na figura 25, se tem a variação da CMV mensal de pH e de nitrato.
Observa-se que nos meses de fevereiro e março, ocorre um aumento nos valores
de pH e nitrato, entretanto, no mês de abril (último mês da estação chuvosa),
verifica-se um novo aumento no valor do pH, mas, no entanto, a concentração
média de nitrato é cerca de três vezes menor do que a registrada no mês anterior.
Nos meses seguintes (estação seca), tanto o pH como os teores de nitrato
registram valores mais elevados.
Quando comparada à variação da CMV mensal de condutividade elétrica
com a concentração de nitrato (figura 26), constata-se que nos meses de fevereiro
a abril, há uma queda no valor da condutividade elétrica (em função das
constantes chuvas que realizam a limpeza atmosférica) bem como na
concentração de nitrato (embora no mês de março tenha sido registrada uma
média superior ao mês anterior). Em relação aos meses de maio e julho, ocorre
uma característica semelhante a ocorrida com os outros ânions (fluoreto, cloreto,
nitrito e sulfato), ou seja, há um aumento em ambas as variáveis. Estes dados
400
350
300
250
200
150
100
50
0
Sulfato
70

esultam do período de estação seca, que provoca o acúmulo dos poluentes na
atmosfera, que acabam sendo despejados na superfície pelas chuvas frontais que
ocorrem em Cuiabá durante o período de seca.
pH
6,5
6
5,5
5
4,5
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
pH Nitrato
Figura 25 – Variação da CMV mensal de pH e da concentração (ppb) de sulfato nas amostras
de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Condutividade elétrica
12
10
8
6
4
2
0
fev/06 mar/06 abr/06 mai/06 jul/06
Cond Nitrato
Figura 26 – Variação da CMV mensal para condutividade elétrica (μS/cm) e concentração
(ppb) de nitrato nas amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006 e
02/07/2006.
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
Nitrato
Nitrato
71

Ao fazer a análise de correlação entre os dados de pH (em concentração de
H + ), condutividade elétrica, volume de precipitação, e concentração de nitrato e
sulfato, obteve-se a matriz da tabela 4, encontrando-se correlação de Pearson
significativa de 0,724 (p-valor = 0,000) entre a condutividade e a concentração de
nitrato. Também existe uma correlação significativa entre as concentrações de
fluoreto e nitrito de 0,700 (p-valor = 0,004). O coeficiente de correlação de
Pearson mostra o grau de dependência entre as variáveis, variando de -1 a +1,
sendo que quanto mais próximo dos valores extremos, maior é a dependência
entre as variáveis, podendo ser uma dependência positiva ou negativa.
Tabela 4 – Matriz de correlação de Pearson e seus respectivos p-valores entre as variáveis
pH (em concentração de H + ), condutividade elétrica, volume de precipitação, nitrato e sulfato
para as amostras de água de chuva do período estudado.
Variáveis H + Condutividade elétrica Volume Nitrato
Condutividade elétrica
Volume
Nitrato
Sulfato
-0,068
0,684
0,408
0,011
-0,220
0,184
-0,198
0,233
Conteúdo das células: Correlação de Pearson
p-Valor
-0,093
0,580
0,724
0,000
0,454
0,004
-0,107
0,521
-0,250
0,129
5.1.1 Número de dias sem chuva e sua influência nos resultados
0,201
0,227
Ao analisar a influência do número de dias anteriores sem chuva, nota-se
que quando se comparam estes dados com os dados de pH (figura 27), verifica-se
que a maioria dos eventos com pH menor que 5,6 ocorreram quando choveu no
mesmo dia ou no dia anterior (neste caso considera-se que o número de dias
72

anteriores sem chuva foi zero), e três eventos entre um e três dias anteriores sem
chuva. Os quatro maiores valores de pH foram encontrados quando o número de
dias sem chuva anteriores ao evento foi entre três e vinte e sete.
pH
7,00
6,50
6,00
5,50
5,00
4,50
4,00
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 27 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e os valores
obtidos de pH para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no período de 21/02/2006
e 02/07/2006.
Os valores mais baixos de condutividade elétrica foram obtidos quando
choveu no mesmo dia, ou no dia anterior (figura 28), mostrando a capacidade que
as chuvas possuem de promover a remoção dos poluentes existentes na
atmosfera. Entretanto, é importante ressaltar que o maior valor registrado (64,6
μS/cm, no dia 30/04/2006) foi quando houve um evento no dia anterior. Entretanto
o volume precipitado nestes dois eventos foi de 0,6 mm no dia 30, e 3 mm no dia
anterior (divididos em dois eventos, sendo um de 2,4 mm e o outro de 0,6mm).
Este volume de apenas 0,6 mm pode ter provocado uma concentração dos sais
dissolvidos, aumentando desta maneira o valor da condutividade, pois quanto
maior o volume da precipitação, maior será a diluição dos poluentes atmosféricos.
Percebe-se que neste evento, a concentração de sulfato foi quase o dobro do que
a registrada no dia anterior, o que pode ter colaborado para este resultado.
73

Condutividade elétrica
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 28 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e os valores
obtidos de condutividade elétrica (μS/cm) para as amostras de água de chuva em Cuiabá-
MT, no período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Para as concentrações de sulfato, cloreto e fluoreto verifica-se que embora
a maioria dos menores valores tenha sido obtida quando o número de dias
anteriores sem chuva oscilou entre zero e três dias, também se encontraram
concentrações elevadas nesta faixa de dias, conforme mostram as figura 29, 30 e
31.
74

Concentração de sulfato (ppb)
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 29 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e a
concentração de sulfato (ppb) obtida para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no
período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Concentração de cloreto (ppb)
350
300
250
200
150
100
50
0
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 30 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e a
concentração de cloreto (ppb) obtida para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no
período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
75

Concentração de fluoreto (ppb)
27
25
23
21
19
17
15
13
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 31 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e a
concentração de fluoreto (ppb) obtida para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no
período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
A concentração de nitrato apresenta 34 amostras com valores de até 550
ppb na faixa entre zero e três dias anteriores sem chuva. As duas maiores
concentrações (uma próxima a 800 ppb e a outra próxima a 900 ppb) foram
encontradas com três e dois dias sem chuva, respectivamente (conforme a figura
32), além de que os eventos com número de dias anteriores sem chuva possuíam
concentrações próximas a 400 ppb.
76

Concetração de nitrato (ppb)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuva
Figura 32 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e a
concentração de nitrato (ppb) obtida para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no
período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Ao se verificar a relação do teor de nitrito, com o número de dias anteriores
sem chuva, se verifica que há uma tendência de se aumentar à concentração
conforme se aumenta o número de dias sem chuva anteriores ao evento (figura
33). Foi calculado o coeficiente de correlação de Pearson entre o número de dias
sem chuva anteriores ao evento e as outras variáveis discutidas neste tópico
(fluoreto, cloreto, nitrato e sulfato), entretanto, os resultados obtidos indicam que
não há uma correlação significativa entre os dados, exceto para nitrito onde se
obteve uma correlação de 0,611 (P-Value = 0,002). Isto também se explica pelo
fato de que o nitrito é um poluente secundário, ou seja, que é formado através da
decomposição da amônia e nitrato atmosférico por reações químicas.
77

Concentração de nitrito (ppb)
55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
n° de dias anteriores sem chuvas
Figura 33 – Relação entre o número de dias sem chuva anteriores ao evento e a
concentração de nitrito (ppb) obtida para as amostras de água de chuva em Cuiabá-MT, no
período de 21/02/2006 e 02/07/2006.
Também se levou em conta a influência da direção do vento nos resultados
obtidos para a água da chuva. Analisando esta variável constatou-se que a
direção do vento predominante nos eventos chuvosos foi do quadrante N,
predominante em cerca de 39% dos eventos, seguido pela direção do quadrante
W, que predominou em 21% dos eventos. A predominância do quadrante N
mostra a influência da Massa Equatorial Continental, que atua na região durante o
final da estação chuvosa (fevereiro a abril). Considerando as médias volumétricas,
o valor mais ácido para pH foi quando o vento predominante era ENE (5,02),
seguido por N (5,08). Para condutividade elétrica a média volumétrica foi de 15,29
μS/cm na direção SW e 13,34 μS/cm quando predominou a direção ESE. Dentre
os ânions estudados, a direção do vento ESE apresentou a maior média de nitrato
(636 ppb) enquanto que a direção do quadrante SW obteve o maior valor para
sulfato (1653 ppb).
Entretanto, deve ser ressaltado que ocorreram apenas 2 eventos de chuva
para a direção ESE, que acumularam apenas 4 mm de precipitação, enquanto que
78

para a direção SW houve apenas um evento de 0,6 mm de volume. O baixo
volume dos eventos contribuiu para que houvesse um aumento na concentração
dos poluentes, pois não possibilita uma maior diluição. E também, como os
menores volumes se referem na sua maioria a garoas prolongadas, pode-se
atribuir às garoas uma maior eficiência na remoção dos poluentes atmosféricos. A
tabela 5 mostra os resultados das concentrações médias volumétricas das
variáveis para cada quadrante da direção do vento.
Tabela 5 – Dados das CMV para cada variável em função da direção do vento predominante
no evento chuvoso.
Direção do
vento
pH (*)
Cond. Elétrica
(μS/cm)
Fluoreto
(ppb)
Cloreto
(ppb)
Nitrito
(ppb)
Nitrato
(ppb)
79
Sulfato
(ppb)
N 5,08 8,07 7 59 20 203 92
NNE -- -- -- -- -- -- --
NE 5,98 4,21 17 -- 32 138 217
ENE 5,02 5,87 27 60 -- 266 113
E 5,67 10,6 -- 136 34 407 369
ESE 5,82 13,34 18 75 24 636 203
SE 5,16 4,80 15 39 7 247 88
SSE 5,32 3,62 14 25 -- 120 49
S -- -- -- -- -- -- --
SSW -- -- -- -- -- -- --
SW 5,70 15,29 21 18 240 1653
WSW -- -- -- -- -- -- --
W 5,12 7,60 22 55 30 229 156
WNW -- -- -- -- -- -- --
NW 5,93 6,21 17 54 17 283 137
NNW 6,03 2,64 -- 43 -- 15 71
(*): a média volumétrica para pH foi feita através da média volumétrica da concentração de H + .
--: não houve evento com esta direção de vento/ ou o parâmetro não foi identificado.

5.1.2 Comparação das concentrações dos parâmetros analisados e cálculos
estimados para a concentração de bicarbonato (HNO3-)
Quando os resultados obtidos de Cuiabá por este trabalho são comparados
com estudos realizados em outras partes do Brasil e do mundo, se percebe como
as chuvas em Cuiabá se tratam em maneira geral, de precipitações limpas, com
baixas concentrações de íons. Em relação a outras regiões brasileiras, os teores
encontrados neste trabalho de sulfato, nitrato e cloreto, além da condutividade
elétrica são bem menores, como mostra a tabela 6. Ao comparar com áreas
asiáticas, euro-asiáticas e da América do Norte, as diferenças são ainda maiores,
principalmente por se tratarem de áreas que possuem grande atividade industriais
e energéticas (uso de combustíveis fósseis), conforme a tabela 7.
Tabela 6 – Comparativo entre os dados obtidos neste estudo com os registrados em outros
lugares do Brasil
Local pH Condutividade
(μS/cm)
Cloreto
(ppb)
Nitrito
(ppb)
Nitrato
(ppb)
Sulfato
(ppb)
São Paulo (SP) 5,19 13 303 21 1314 1190
Figueira (PR) 4,9 - 568 - 806 3360
Salvador (BA) 5,51 23,2 5396 - 379 2170
Campo Grande
(MS)
Rio de Janeiro
(RJ)
Lago Calado
(AM)
4,98 - 18 - 37 36
Autores
Leal et al.
(2004)
Flues et al.
(2003)
80
Campos et al.
(1998)
Moreira-
Nordemann et
al. (1997)
4,77 - 2364 - 980 4022 De Mello (2001)
4,7 - 163 - 260 192
Williams et al
(1997)
Cuiabá (MT) 5,18 6,93 58 17 243 114 Este trabalho

Tabela 7 – Comparativo entre os dados obtidos neste estudo com os registrados em outros
lugares do mundo
Local pH
Condutividade
(μS/cm)
Cloreto
(ppb)
Nitrato
(ppb)
Sulfato
(ppb)
Autores
Japão - - 1416 1916 6586 Okuda et al. (2005)
China 4,53 - 752 2991 9024 Han e Liu (2006)
Índia 6,7 21 1775 806 3552
Turquia 5,1 - 4019 2500 18785
Rastogi e Sarin
(2005)
Basak e Alagha
(2005)
México 4,95 - 330 2657 7360 Báez et al. (2006)
Cuiabá (MT) 5,18 6,93 58 243 114 Este trabalho
Várias substâncias colaboram na neutralização da acidez, como as
hidroxilas (OH - ), os carbonatos (CO3 -2 ) e os bicarbonatos (HCO3 - ). Mesmo sem ter
sido quantificado de maneira direta, a concentração de bicarbonato existente pôde
ser calculada através da seguinte expressão (Parashar et al., 1996, apud
Kulshrestha et al., 2003):
− −11,
2+
pH
[ HCO ] =
3 10
Desta maneira podemos perceber a influência do bicarbonato como agente
neutralizador da acidez em cada mês analisado, comparando-o com as
concentrações dos outros ânions estudados, conforme a tabela 8.
81

Tabela 8 – Concentração média volumétrica mensal dos íons e a sua respectiva
concentração estimada de bicarbonato
Meses pH H+* Fluoreto* Cloreto* Nitrito* Nitrato* Sulfato* Bicarbonato*
fev. 4,80 1,58 10 -5 1,05 10 -6 2,19 10 -6 0,55 10 -6 3,61 10 -6 1,01 10 -6 0,4 10 -6
mar. 5,13 7,3 10 -6 0,92 10 -6 1,53 10 -6 0,28 10 -6 4,9 10 -6 0,86 10 -6 0,85 10 -6
abr. 5,75 1,77 10 -6 0,08 10 -6 1,15 10 -6 0,30 10 -6 1,52 10 -6 1,31 10 -6 3,55 10 -6
maio 6,30 5,01 10 -7 1,25 10 -6 3,13 10 -6 1,18 10 -6 5,90 10 -6 3,61 10 -6 12,5 10 -6
jul. 6,24 5,75 10 -7 0,93 10 -6 2,12 10 -6 0,35 10 -6 6,60 10 -6 3,77 10 -6 11 10 -6
[*] Valores em μmol/L, devido se tratar da quantidade de massa para cada íon envolvida na reação.
O bicarbonato resulta de uma combinação de reações que se iniciam
devido a existência de gás carbônico na atmosfera, que produz o ácido carbônico:
CO + H O ↔ H CO (ácido carbônico)
( . )
2 2
2 3 aq
2
+ −
3 ↔ H + HCO3
H CO
(bicarbonato)
Segundo a Lei de Henry (capacidade de dissolução de um gás em um
líquido), o ácido carbônico tem sua melhor dissociação na água da chuva para
formar o bicarbonato quando o pH está próximo a 6,5, e diminui quanto mais ácido
for o meio. Ou seja, nas chuvas com pH próximo a 6,5, existe mais bicarbonato
oriundo do gás carbônico atmosférico. Assim, ao observarmos a tabela 8, verificase
que a menor concentração de bicarbonato foi estimada quando a média de pH
foi 4,8 (fevereiro), e a maior quando o pH atingiu o valor de 6,30 (maio).
Calculando-se o pH teórico do mês de fevereiro através das concentrações dos
ânions (se considerássemos que houvesse apenas as concentrações de cloreto,
nitrito, nitrato, fluoreto e sulfato influindo no valor final de pH), obtêm-se um pH de
cerca de 5,02, bem próximo ao do valor medido, que foi de 4,8. Entretanto, ao
82

fazer o mesmo cálculo para o mês de maio, obteve-se um valor de cerca de 4,72,
para um valor medido de 6,3.
Assim, a concentração encontrada em maio de cloreto, fluoreto, nitrito,
nitrato e sulfato foram maiores do que em fevereiro, o que teoricamente indicaria
que o pH de maio deveria ter sido menor, pois há maior concentração de
substâncias que acidificam o meio (liberam H + ). Os resultados estimados de
bicarbonato possibilitam entender o que houve, pois durante os meses de pH mais
elevados (acima de 5,6, que é o ponto de equilíbrio do gás carbônico na
atmosfera), a concentração estimada foi superior à dos outros ânions, justificando
os valores encontrados, e a falta de correlação entre os dados.
Um fator que pode ter interferido também nestes resultados está na
formação geológica e litológica da área, pois tanto a Depressão Cuiabana como o
Planalto dos Guimarães apresentam solos ácidos, impróprios para fins agrícolas, e
no Planalto dos Alcantilados, encontram-se solos ácidos mas que com as devidas
correções têm sido aproveitados para uso agrícola, destacando-se entre as
correções utilizadas, a calagem. Durante o processo da calagem, o calcário
lançado no solo pode ser disperso atingindo a atmosfera. Além disto, a exploração
das jazidas calcárias na Província Serrana (realizada a céu aberto) também
contribui para a emissão deste tipo de partículas para a atmosfera.
A resolução do CONAMA n° 357/2005 estabelece critérios para a
classificação das águas no Brasil. Desta forma verificamos que caso
considerássemos apenas os parâmetros estudados e identificados na água de
chuva em Cuiabá, esta água poderia ser classificada como água doce, classe I,
apresentando valores de cloreto, nitrito, nitrato e sulfato bem abaixo dos limites
estabelecidos que são de: 250 mg/L para cloreto, 10 mg/L para nitrato, 1 mg/L
para nitrito e 250 mg/L para sulfato. A água doce classe I, pode ser utilizada para
consumo humano, desde que feito tratamento simplificado, além de poder ser
83

destinada “à irrigação de hortaliças que serão consumidas cruas e de frutas que
se desenvolvam rentes ao solo e que sejam ingeridas cruas sem remoção de
película” (Art. 4°, inciso II, item d). Desde antes de Cristo já se têm registros
sobre como a água de chuva vem sendo utilizada para fins potáveis e não
potáveis, e a cada dia aumentam os cuidados para sua conservação. Com a
sinalização de que a água é um recurso finito, embora sejam renovadas pelo ciclo
hidrológico, medidas vêm sendo adotadas sobretudo na Europa, América do Norte
e Japão, para se evitar o desperdício, e a captação e o aproveitamento da água
de chuva tem sido uma alternativa altamente viável (Tomaz, 2003), pois ajuda a
conservar os corpos d’água superficiais e subterrâneos. Assim, a água das chuvas
em Cuiabá apresenta inicialmente características que possibilitam seu
aproveitamento, além de que novos estudos com uma análise completa de suas
características físico-químicas colaborarão para definir com maior segurança
todos os seus possíveis usos.
5.2 Resultados analíticos de deposição seca
Foram coletadas 30 amostras de deposição seca entre os dias 14/08/2006
a 28/09/2006. Os valores de pH variaram entre 5,94 e 9,41, onde se pode
considerar que o material suspenso na atmosfera e que se depositou sobre o
amostrar possuíam características alcalinas. Os valores de condutividade elétrica,
variaram entre 6,94 e 81,5 μS/cm, o que corresponde a uma variação na
concentração de sais totais dissolvidos de 4,44 e 52,16 mg/L. Como as coletas
foram realizadas somente de segunda a sexta, pois no sábado e domingo não foi
possível realizar as coletas, verificou-se que em geral, a amostra da segunda-feira
apresentou os maiores valores de condutividade elétrica, provavelmente em
função do acúmulo de deposição seca durante os finais de semana, fator que
deve ser considerado nas nossas análises. A figura 34 mostra a variação dos
84

valores de pH e condutividade elétrica, e a figura 35, mostra a variação do pH e
dos valores de condutividade elétrica convertida para sais totais dissolvidos (TSD
em mg/L). Para realizar a conversão basta seguir a equação (Mâcedo, 2004):
onde:
TSD (mg/L): sais totais dissolvidos
TSD ( mg / L)
= Cond.
× 0,
64
Cond. : valor medido de condutividade elétrica em μS/cm
0,64: fator de conversão
pH
9,5
9
8,5
8
7,5
7
6,5
6
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
pH Condutividade elétrica
Figura 34 – Variação entre os dados de pH e condutividade elétrica obtidos nas amostras de
deposição seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e 28/09/2006.
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Condutividade elétrica
85

pH
9,5
9
8,5
8
7,5
7
6,5
6
5,5
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
pH TSD (mg/L)
Figura 35 – Variação entre os dados de pH e condutividade elétrica obtidos nas amostras de
deposição seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e 28/09/2006.
Ao se analisar a deposição seca levando em conta o dia da semana em que
o mesmo foi coletado, percebeu-se que os valores máximos de pH para o mesmo
dia tenderam a diminuir no decorrer da semana (figura 36), com exceção de terça,
onde se encontrou o menor valor máximo. Assim, temos os valores máximos
registrados em cada dia na seguinte ordem decrescente
segunda>quarta>quinta>sexta>terça. Na figura 37, podemos observar que a
condutividade elétrica apresentou uma performance semelhante à do pH, sendo
que os valores máximos para cada dia diminuíram também no decorrer na
semana, exceto na terça. Apresentou a seguinte ordem decrescente para
condutividade elétrica segunda>quarta>quinta>sexta>terça. Um dos motivos para
o ocorrido na terça, é que foram registradas 2 precipitações nos dias 28 de agosto
(segunda, pH 5,16 e 4,21, e condutividade de 68,9 e 35,7), e uma no dia 11 de
setembro (segunda, pH 5,4, condutividade 8,96), o que provocou uma diminuição
nos valores tanto de pH como condutividade elétrica, pois a maior parte do
material suspenso na atmosfera acabou se precipitando sobre a superfície.
Também se observa que os menores valores de pH registrados em cada dia,
55,00
50,00
45,00
40,00
35,00
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
TSD
86

tendem a aumentar de terça a sexta, enquanto que os de condutividade tendem a
diminuir no decorrer da semana. No que se refere à condutividade elétrica de
segunda feira, é importante ressaltar que o valor se refere ao acumulado do final
de semana.
pH
9,5
9
8,5
8
7,5
7
6,5
6
5,5
0 1 2 3 4 5 6
Dias da semana
Figura 36 – Variação entre os dados de pH para cada dia da semana obtidos nas amostras
de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e 28/09/2006. Onde: 1 –
segunda; 2 – terça; 3 – quarta; 4 – quinta; 5 sexta.
Condutividade elétrica
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 1 2 3 4 5 6
Dias da semana
Figura 37 – Variação entre os dados de condutividade elétrica para cada dia da semana
obtido nas amostras de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e
28/09/2006. Onde: 1 – segunda; 2 – terça; 3 – quarta; 4 – quinta; 5 sexta.
87

A direção do vento predominante para a maioria das amostras foi a direção
NNW, que predominou em 8 amostras, seguida pela NW e SE em 7 amostras, e
SW predominante em 6 amostras. O maior valor de pH encontrado, que foi de
9,41, teve SE como direção do vento, sendo também encontrados valores maiores
que 8,0 nas direções SW e NNW. A figura 38 mostra a distribuição do pH de
acordo com a direção de vento predominante.
WNW
W
WSW
NW
SW
NNW
SSW
9,5
9
8,5
8
7,5
7
6,5
6
5,5
N
Figura 38 – Variação entre os dados de pH conforme a direção de vento predominante no dia
da amostragem de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de 14/08/2006 e 28/09/2006.
Nos valores de condutividade (figura 39), observou-se que os maiores
valores foram encontrados quando o vento predominante no dia da amostragem
foi NNW (81,5 μS/cm), seguido por SE (50,8, 47,3 e 33,5 μS/cm). Embora os
maiores valores de pH e condutividade tenham sido encontrados na mesma
direção do vento, corresponde a amostras diferentes, além de não haver
correlação estatística significativa entre os dados de pH e condutividade (r =
0,311, p-valor = 0,094).
S
NNE
SSE
NE
SE
ENE
E
ESE
88

WNW
W
WSW
NW
SW
NNW
N
90
75
60
45
30
15
0
SSW
SSE
S
Figura 39 – Variação entre os dados de condutividade elétrica conforme a direção de vento
predominante no dia da amostragem de deposição seca em Cuiabá-MT, no período de
14/08/2006 e 28/09/2006.
Não foi possível até a finalização deste trabalho a análise química das
amostras de deposição seca, o que colaboraria na compreensão mais clara dos
resultados e na elaboração de propostas para amenizar seus efeitos.
5.3 Resultados da quantificação de material particulado inalável
A amostragem de material particulado inalável ocorreu entre 02/09/2006 a
02/11/2006, ou seja, por 60 dias, abrangendo o final da estação seca e o início da
estação chuvosa em Cuiabá. A coleta foi realizada no Campus da UFMT, com um
amostrador dicotômico Andersen/Graseby (modelo 241), sendo que as trocas dos
filtros eram realizadas a cada 24 horas (sempre as 13:00 horas). Por motivos de
queda de energia não foram consideradas as amostragens realizadas no dia 06/10
(compreendendo o período das 13 horas de 05/10 às 13 horas de 06/10) e 09/10
(compreendendo o período das 13 horas de 08/10 às 13 horas de 09/10). Estes
NNE
NE
SE
ENE
E
ESE
89

dias não foram considerados, pois o tempo de amostragem foi inferior a 22,5
horas. Devido à interrupção de energia no Campus da UFMT para melhorias nas
instalações, não foi amostrado o dia 22/09 (compreendendo o período das 13
horas de 21/09 às 13 horas de 22/09). Para o período amostrado, dados do INPE
mostram que o satélite NOAA registrou 11.649 focos de queimadas em Mato
Grosso, entretanto foram registrados apenas 10 em Cuiabá.
A concentração diária de material particulado inalável (com diâmetro de até
10μm) variou entre 15 (encontrado no 40° e 58° dia) a 143 μg/m 3 (encontrada no
13° dia), apresentando uma média diária de 46 μg/m 3 para todo o período
amostrado. A figura 40 mostra a variação da concentração de material particulado
inalável para todo período amostrado. A tabela 09 mostra as concentrações
diárias de material particulado inalável, inclusive indicando a quantidade de
particulado fino (até 2,5 μm) e grosso (entre 2,5 e 10 μm), a qualidade do ar em
função da concentração de material particulado, o dia da semana, a ocorrência ou
não de chuvas e o número de queimadas pelo satélite NOAA. Do total de dias
amostrados, 17 apresentaram qualidade regular na concentração de particulado
enquanto que 41 foram tiveram sua qualidade definida como boa.
150
100
50
0
1 3 5 7 9 11131517192123252729313335373941434547495153555759
Figura 40 – Variação da concentração diária de MP10 para todo o período amostrado, de
02/09/2006 a 02/11/2006.
90

Tabela 9 – Dados da concentração de material particulado inalável, situação da qualidade do
ar para o dia amostrado em função da concentração de MP10, dia da semana em que ocorreu
a amostragem, ocorrência ou não de chuvas e registros de queimadas pelo satélite NOAA.
Amostra MP 10 Fino Grosso Qualidade
Dia da
Semana
Chuvas Queimadas
1 43 26 17 Boa Dom N -
2 69 61 8 Regular Seg N -
3 46 9 37 Boa Ter N -
4 36 18 18 Boa Qua N 3
5 109 39 70 Regular Qui N 4
6 114 52 62 Regular Sex N 1
7 58 20 38 Regular Sab S -
8 20 10 10 Boa Dom S -
9 34 16 18 Boa Seg N -
10 74 31 43 Regular Ter N -
11 84 32 52 Regular Qua N -
12 110 48 62 Regular Qui N -
13 143 93 50 Regular Sex N -
14 121 79 42 Regular Sab N -
15 51 35 16 Regular Dom N -
16 61 39 22 Regular Seg N -
17 116 61 55 Regular Ter N 1
18 130 85 45 Regular Qua N 1
19 90 62 28 Regular Qui N -
20 47 21 26 Boa Sab N -
21 42 26 16 Boa Dom N -
22 26 13 13 Boa Seg N -
23 63 25 38 Regular Ter N -
24 44 14 30 Boa Qua N -
25 42 14 28 Boa Qui N -
26 20 8 12 Boa Sex S -
27 21 9 12 Boa Sab S -
28 21 11 10 Boa Dom S -
29 38 22 16 Boa Seg N -
30 32 17 15 Boa Ter N -
31 51 27 24 Regular Qua N -
32 54 31 23 Regular Qui N -
91

Continuação da Tabela 9
33 * * * * Sex S -
34 29 14 15 Boa Sab N -
35 28 15 13 Boa Dom N -
36 * * * * Seg N -
37 32 10 22 Boa Ter N -
38 28 14 14 Boa Qua S -
39 37 16 21 Boa Qui N -
40 15 7 8 Boa Sex S -
41 21 8 13 Boa Sab S -
42 23 11 12 Boa Dom S -
43 23 10 13 Boa Seg N -
44 18 9 9 Boa Ter N -
45 20 6 14 Boa Qua N -
46 28 9 19 Boa Qui N -
47 20 7 13 Boa Sex S -
48 32 12 20 Boa Sab N -
49 25 7 18 Boa Dom N -
50 19 6 13 Boa Seg N -
51 38 8 30 Boa Ter S -
52 27 10 17 Boa Qua N -
53 19 7 12 Boa Qui S -
54 28 10 18 Boa Sex N -
55 46 15 31 Boa Sab N -
56 27 10 17 Boa Dom N -
57 31 10 21 Boa Seg N -
58 15 5 10 Boa Ter S -
59 27 9 18 Boa Qua N -
60 26 8 18 Boa Qui N -
(*) – dia que não houve amostragem em função da falta de energia
S: houve chuva; N: não houve chuva
Ao se comparar os primeiros 30 dias de amostragem (final da estação
seca), 15 dias foram caracterizados como regular e 15 como qualidade boa. Vale
ressaltar que o mês de setembro apresentou um volume de precipitação incomum,
92

cerca de 140mm de chuva (embora um único evento registrou 118 mm), o que
pode ter colaborado para a limpeza de material particulado atmosférico, e indica
que em um ano onde não ocorram precipitações em setembro, pode haver um
agravamento nos índices de qualidade, uma vez que foi registrado uma
concentração de 143 μg/m 3 (qualidade regular), sendo que uma concentração de
151 μg/m 3 já classifica a qualidade do ar como inadequada em função deste
parâmetro.
As figuras 41 e 42 mostram a diferença entre os filtros amostrados na
estação seca e na estação chuvosa, onde se percebe que durante a estação seca,
os filtros se mostraram com coloração mais forte do que na estação chuvosa, e
conseqüentemente apresentou com freqüência uma maior concentração de
material particulado. Nas figuras 43 e 44 se percebe como durante a estação seca
Cuiabá apresenta menor visibilidade, em função do material suspenso na
atmosfera, proveniente sobretudo das queimadas, muito comum na região durante
este período. Após o início das chuvas, ocorre a limpeza da atmosfera,
melhorando a visibilidade.
93

Figura 41 – Filtro amostrado no 23° dia na estação seca (particulado fino à esquerda e o
grosso à direita). Fonte: Rodrigo Marques (2006)
Figura 42 - Filtro amostrado no 58° dia na estação chuvosa (particulado fino à esquerda e
particulado grosso à direita). Fonte: Rodrigo Marques (2006)
94

Figura 43 - Vista parcial da atmosfera de Cuiabá (campus UFMT) em Setembro 2006 (estação
seca). Fonte: Rodrigo Marques (2006)
Figura 44 - Vista parcial da atmosfera de Cuiabá (campus UFMT) em Outubro de 2006
(estação chuvosa). Fonte: Rodrigo Marques (2006).
Considerando-se os valores médios da concentração de material
particulado, constatou-se que elas foram maiores na estação seca do que na
estação chuvosa, A figura 45 mostra a concentração média de material particulado
inalável, além de indicar a contribuição do particulado fino e grosso para a
95

concentração de particulado total, seja para todo o período amostrado, como
também para o final da estação seca e o início da estação chuvosa analisados
separadamente. A concentração média para todo o período foi de 46,4 μg/m 3 ,
onde praticamente a metade era de particulado fino e de particulado grosso, e na
média sua qualidade foi considerada boa. Ao se considerar somente o final da
estação seca (os primeiros 30 dias amostrados), obteve-se uma média de 63
μg/m 3 , sendo que 33 μg/m 3 eram oriundos do particulado fino enquanto que o
particulado grosso contribuiu com 30 μg/m 3 . É importante ressaltar que foram
registrados apenas 5 dias com ocorrência de chuvas, além de 10 registros de
queimadas captadas pelo satélite NOAA (INPE, 2006) no município de Cuiabá.
Durante o início da estação chuvosa (últimos 30 dias amostrados), obteve-se uma
queda na concentração de MP10 para pouco menos da metade da encontrada no
final da estação seca, com uma média de 28 μg/m 3 , sendo 11 μg/m 3 de particulado
fino e 17 μg/m 3 de particulado grosso. Não se registraram focos de queimadas
neste período, além de ter ocorrido chuvas em nove dias.
70
60
50
40
30
20
10
0
46,4
22,5
23,9
63
33
Total Estação Seca Estação Chuvosa
30
MP10 Fino Grosso
Figura 45 – Variação da concentração média de material particulado inalável (μg/m 3 ), e qual
a contribuição do particulado fino e grosso na composição total para todo o período
amostrado, para o final da estação seca e o início da estação chuvosa.
28
11
17
96

Também foi comparado como o ritmo da cidade pôde influenciar na
concentração do material particulado inalável. Para isto compararam-se as
concentrações médias obtidas para cada dia da semana, de maneira a verificar
como o fluxo principalmente de automóveis poderia acarretar conseqüências nos
resultados. Ao analisar a figura 46, constata-se que as menores médias foram
obtidas nas amostras coletadas no domingo e na segunda. Como as coletas eram
realizadas com intervalo de 24 horas, compreendia um período que ia de 13:00
horas do dia anterior até as 13:00 horas do dia em que era feita a troca dos filtros.
Assim, a média do domingo corresponde ao período que vai das 13:00 horas de
sábado até às 13:00 horas de domingo, e no que se refere à segunda, o período
corresponde das 13:00 horas de domingo até às 13:00 horas da segunda. Nestes
dois períodos é quando se registram os menores fluxos de automóveis em Cuiabá,
onde as ruas ficam quase desertas, e também há um menor número de ônibus do
transporte coletivo em circulação.
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
46
35
31
26
37
24
48
75 73
27
50
31
88
57 57
Dom Seg Ter Qua Qui Sex Sab
Média Total Estação Seca Estação Chuvosa
Figura 46 – Variação da concentração média de material particulado inalável (μg/m 3 ) para
cada dia da semana, durante todo o período amostrado, o final da estação seca e o início da
estação chuvosa.
33
73
24
47
62
32
97

Durante todo o período amostrado, há uma variação de 31 (domingo) a 57
μg/m 3 (quinta e sexta), onde somente nestes dois dias atinge-se a concentração
que indica uma qualidade regular para material particulado. Também foi realizada
uma comparação para o final da estação seca e o início da estação chuvosa o que
mostrou valores muito diferentes entre os dois períodos. No final da estação seca,
somente no domingo e na segunda os valores não ultrapassaram o limite de 50
μg/m 3 , estabelecido para uma qualidade boa de particulado, atingindo 88 μg/m 3 na
quinta feira. Ao se verificar os dados do início da estação chuvosa, verificou-se
que as médias para todos os dias da semana ficaram abaixo do limite de 50
μg/m 3 , sendo o máximo obtido na quinta com 33 μg/m 3 , e os valores mais baixos
na segunda, domingo e sexta com 24 μg/m 3 .
Duas avaliações são possíveis nestes dados. Primeiro, é evidente que a
circulação dos veículos e conseqüentemente das pessoas provoca uma resuspensão
do material particulado existente na atmosfera que acabou precipitado
na superfície pela falta de ação de alguns agentes como o vento, e também o
atrito causado pela movimentação dos veículos. Durante os finais de semana, com
a diminuição da circulação dos automóveis, as partículas suspensas na atmosfera
tendem a se depositar na superfície, e no decorrer da semana com o aumento da
circulação dos automóveis, o atrito causado pode re-suspender na atmosfera o
material particulado inalável que foi depositado, além de partículas do próprio solo.
Um outro ponto é que a combustão dos motores dos ônibus pode emitir até 2,7
toneladas/mês de material particulado para a atmosfera, dependendo do
combustível utilizado, conforme os estudos de Kozerski e Hess (2006), na cidade
de Campo Grande – MS. Assim, com menos ônibus circulando, menos material
particulado é emitido. Um outro fator importante são as atividades humanas,
sobretudo a ocorrências das queimadas no perímetro urbano de Cuiabá, e que
acabam por lançar na atmosfera boas quantidades de material particulado em
função das fuligens, que também podem contribuir para o aumento das
concentrações de particulado, principalmente quando associadas à ausência de
98

chuvas que caracterizam o final da estação seca. Desta maneira, a variação dos
dados mostra que a concentração do material particulado é afetada pelo ritmo da
cidade.
Para as análises estatísticas dos dados, primeiro foi observado se as
amostras do final da estação seca e as do início da estação chuvosa possuíam
uma distribuição normal dos dados, conforme o confirmado nas figuras 47 e 48.
Probability
,999
,99
,95
,80
,50
,20
,05
,01
,001
Av erage: 63,5
StDev: 36,8686
N: 30
Normal Probability Plot
40 90 140
Final da Estação Seca
W-test for Normality
R: 0,9580
P-Value (approx): 0,0342
Figura 47 – Probabilidade de distribuição normal dos dados para o final da estação seca
(02/09/2006 a 02/10/2006).
99

Probability
,999
,99
,95
,80
,50
,20
,05
,01
,001
15
Av erage: 28,1071
StDev : 9,80302
N: 28
Normal Probability Plot
25
35
45
55
Início da Estação Chuvosa
W-test f or Normality
R: 0,9500
P-Value (approx): 0,0202
Figura 48 – Probabilidade de Distribuição normal dos dados para o início da estação
chuvosa (02/10/2006 a 02/11/2006).
Após ter sido confirmado a normalidade dos dados com intervalo de
confiança de 95%, eles foram submetidos à análise de variância, para verificar se
havia ou não uma diferença significativa entre eles. A análise de variância (tabela
10) mostrou que há uma diferença significativa entre os dados obtidos no final da
estação seca e no início da estação chuvosa (p = 0,000). A figura 49 mostra os
boxplots para os dados analisados.
Tabela 10 - Análise de variância entre os dados de material particulado amostrados no final
da estação seca e início da estação chuvosa de 2006 em Cuiabá-MT.
Analysis of Variance
Source DF SS MS F P
Factor 1 18142 18142 24,18 0,000
Error 56 42014 750
Total 57 60156
Individual 95% CIs For Mean
Based on Pooled StDev
Level N Mean StDev ---------+---------+---------+-------
Est. Sec 30 63,50 36,87 (------*-----)
Est. Chu 28 28,11 9,80 (------*-----)
---------+---------+---------+-------
Pooled StDev = 27,39 32 48 64
100

150
100
50
0
Boxplots of Est. Seca - Est. Chuvosa
(médias são indicadas pelos círculos sólidos)
Seca
Est.
Figura 49 – Boxplots dos dados do final da estação seca e do início da estação chuvosa.
Onde as caixas indicam os valores de 50% da amostra, a linha dentro das caixas indica o
valor da mediana, os círculos indicam a média, a linhas verticais superiores representam os
25% dos maiores valores, e a inferior representa os 25% dos valores mais baixos.
Chuvosa
Est.
101

6. CONSIDERAÇÕES FINAIS E PROPOSTAS
Mesmo com a constatação de que 36,8% das chuvas em Cuiabá para o
período amostrado foram ácidas (pH menor que 5,6), ao se observar à
composição das chuvas, verificou-se que Cuiabá apresenta baixas concentrações
de poluentes, e pode-se afirmar que em geral, as chuvas são limpas. Assim, tratase
de uma área continental que ainda não foi impactada pelo fenômeno das
chuvas ácidas, afinal mesmo os eventos onde o pH foi ácido (menor que 5,6), a
concentração dos poluentes não são suficientes para causarem danos à
população, construções, vegetação e corpos d’água. Entretanto, o estudo se
refere às coletas realizadas no Campus da UFMT, o que torna necessárias
campanhas de coletas na área central desta cidade, e também no distrito
industrial, para evidenciar se há diferenças significativas nos valores mensurados
em áreas com atividades diferenciadas. Pelas concentrações encontradas e pelos
critérios estabelecidos pela resolução 357/2005 do CONAMA para a classificação
de águas no Brasil, é possível o aproveitamento da água de chuva em Cuiabá no
uso e consumo para fins não-potáveis, e uma análise mais completa pode verificar
a viabilidade do seu uso e consumo para fins potáveis. Tomaz (2003) lembra que
já existe um projeto de norma ABNT para a padronização da captação e
aproveitamento de água de chuva. Como o volume de precipitação em Cuiabá que
nos últimos trinta anos apresentou uma média de 1470 mm, os poderes públicos
municipais e estaduais deveriam atentar para a viabilidade da captação e o
aproveitamento das chuvas em Cuiabá, de maneira a conservar a água existente
no lençol freático que abastece a cidade, bem como racionalizar ainda mais a
captação existente no rio Cuiabá.
Também se encontraram boas correlações positivas entre os valores de
nitrato e condutividade elétrica (r = 0,724, p = 0,000), fluoreto e nitrito (r = 0,700, p
102

= 0,004), além de nitrito e o número de dias sem chuva anteriores ao evento (r =
0,611, p = 0,002). As direções de vento predominante foram a norte (39%) e oeste
(21%), confirmando a predominância da atuação dos sistemas de correntes
perturbadas de Oeste e Noroeste (linhas de instabilidades das Frentes Tropicais)
durante o período de amostragem. A neutralização da acidez da chuva indica que
é oriunda sobretudo das ações antropogênicas na região, pois a existência de
solos ácidos faz com que seja utilizada a técnica da calagem para melhorar a
fertilidade do solo. A calagem tende a se concentrar de maio a julho, pois o
período é propício para que haja disponibilidade de calcário, veículos de
transporte, além de máquinas disponíveis nas propriedades agrícolas para aplicar
o corretivo no solo (fator difícil de ocorrer em período de colheita, quando os
maquinários estão ocupados). E, além disto, as rochas onde predominam os
carbonatos na Província Serrana formam grandes jazidas calcárias, exploradas a
céu aberto para atender a demanda (sobretudo agrícola) da região. Como
resultados destas ações, do solo podem originar partículas com capacidade de
neutralizar a acidez atmosférica, compreendendo os resultados alcançados.
Através dos dados de pH e condutividade elétrica de deposição seca
coletada durante o período de estiagem, mesmo sem a análise química de sua
composição, indica que possui substâncias alcalinas, que devem ter origem nas
queimadas que ocorrem no perímetro urbano, durante a estação seca. Esta
dedução também se deve ao trabalho de Rebelatto (2006), que encontrou no
material suspenso na atmosfera, elevadas concentrações de potássio e cálcio
(substâncias alcalinas). Somente após as análises químicas das amostras de
deposição seca, será possível identificar a origem da poluição que nelas possam
existir.
As concentrações de material particulado inalável, embora realizadas
durante apenas 60 dias, tem uma grande importância no que se refere à
representatividade, pois se tratou da amostragem do final da estação seca e do
103

início da estação chuvosa, e indicou que no final da estação seca as
concentrações de particulado inalável são muito superiores do que as encontradas
no início da estação chuvosa. Além disto, durante metade dos dias amostrados no
período seco, se constatou como REGULAR a qualidade do ar em função da
concentração de particulado, enquanto que durante o período chuvoso, cerca de
10% apenas dos dias apresentaram tal nível, tendo apresentado nos demais dias
nível de qualidade do ar BOA. Outro fator importante constatado foi à influência do
ritmo da cidade nestas concentrações, pois se verificou que durante os dias em
que há maior circulação de automóveis e pessoas, devido sobretudo às atividades
profissionais e escolares, as concentrações foram mais elevadas do que as
encontradas nos finais de semana. A posterior análise química dos filtros de
material particulado indicará os principais atores que contribuem para a sua
formação. Os dados levantados embora se refiram a um período curto (de 2
meses), possui a representatividade de indicar resultados presentes no final da
estação seca e no início da estação chuvosa, e indicam que os poderes públicos
municipais e estaduais já devem se preocupar e iniciar estudos para realizar
ações visando um controle anual da quantidade de particulado atmosférico, bem
como procurar a diminuição da sua concentração.
As técnicas utilizadas para a análise da poluição atmosférica se mostraram
eficazes, e com os devidos aperfeiçoamentos e adequações, podem se tornar
importantes ferramentas no monitoramento ambiental, além de auxiliar os órgãos
e entidades ambientais e de saúde na proposição de políticas públicas que visem
proporcionar à sociedade um melhor aproveitamento dos recursos naturais
disponíveis sem afetar a qualidade de vida da população.
104

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
105
AL-KHASHMAN, O. A. Ionic composition of wet precipitation in the Petra
Region, Jordan. Atmospheric Research, v.78, n.1-2, p. 1-12, nov. 2005.
Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 fev. 2006.
ARBEX, M. A.; et al. Queima de biomassa e efeitos sobre a saúde. Jornal
Brasileiro de Pneumologia, v.30, n.2, p. 158-175, mar/abr. 2004. Disponível
em: http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 02 fev. 2006.
AYOADE, J. O. Introdução à climatologia para os Trópicos. Tradução de
Maria Juraci Zani dos Santos. 5.ed. Rio de Janeiro: Bertrand Brasil, 1998. 332
p.
BÁEZ, A.P.; et al. Rainwater chemical composition at two sites in Central
Mexico. Atmospheric Research, v.80, n.1, p.67– 85, abr. 2006. Disponível
em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 jun. 2006.
BAŞAK, B.; ALAGHA, O. The chemical composition of rainwater over
Büyükçekmece Lake, Istanbul. Atmospheric Research, v.71, n.4, p.275–288,
out. 2004. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 fev.
2006.
BOTELHO, C.; et al. Fatores ambientais e hospitalizações em crianças
menores de cinco anos com infecção respiratória aguda. Cad. Saúde Pública,
v.19, n.6, p.1771-1780, nov-dez. 2003. Disponível em:
http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 15 out. 2005.
BRANCO, S. M.; MURGEL, E. Poluição do ar. 11. imp. São Paulo: Ed.
Moderna, 2002. 87 p. (Coleção Polêmica)
BRASIL. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE. Dados
estatísticos de Cuiabá. Disponível em http://www.ibge.gov.br Acessado em 08
jul. 2006.

106
BRASIL. Ministério de Ciências e Tecnologia – MCT. Protocolo de Kyoto.
Disponível em: http://www.mct.gov.br/html/protocolodequioto.html Acesso em
17 dez. 2003.
BRASIL. Ministério do Meio Ambiente - MMA. Resolução CONAMA nº 003, de
28 de junho de 1990. Dispõe sobre o estabelecimento de padrões nacionais de
qualidade do ar determinando as concentrações de poluentes atmosféricos. In:
MMA. Livro das Resoluções do CONAMA. Brasília, 2005. Disponível em:
http://www.mma.gov.br/port/conama/legiano. Acesso em: 15 out. 2006.
BRASIL. Ministério do Meio Ambiente - MMA. Resolução CONAMA nº 357, de
17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as
condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. In:
MMA. Livro das Resoluções do CONAMA. Brasília, 2005. Disponível em:
http://www.mma.gov.br/port/conama/legiano. Acesso em: 15 out. 2006.
CAMPOS, V. P.; COSTA, A. C. A.; TAVARES, T. M. Comparação de dois tipos
de amostragem de chuva: deposição total e deposição apenas úmida em área
costeira tropical. Química Nova, v.21, n.4, p.418-423, jul/ago. 1998. Disponível
em: http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 15 out. 2005.
CASTANHO, A. D. de A. A determinação quantitativa de fontes de material
particulado na atmosfera da cidade de São Paulo. 1999, 131 p. Dissertação
(Mestrado em Ciências) instituto de Física, Universidade de São Paulo, São
Paulo.
CAVALCANTI, H. C. Painéis sobre desastres: Queimadas. In: O CONFEA.
Seminário Nacional sobre Desastres Ambientais. Brasília: CONFEA, 2001.
p. 143-157.
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL DO
ESTADO DE SÃO PAULO – CETESB. Relatório de qualidade no ar do
Estado de São Paulo 2005. São Paulo: CETESB, 2006. 139 p. (Série
Relatórios/ Secretaria de Estado de Meio Ambiente)
CHESTNUT, L. G.; MILLS, D. M. A fresh look at the benefits and costs of the
US acid rain program. Journal of Environmental Management, v.77, n.3,

p.252-266, nov. 2005. Disponível em: www.sciencedirect.com. Acesso em: 02
fev. 2006.
107
CHUDAEVA, V. A.; et al. Chemistry of rainwaters in the south Pacific area of
Russia. Journal of Geochemical Exploration, v.88, n.1-3, p.101–105, janmar.
2006. Disponível em: www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 abr. 2006.
CENTRO INTEGRADO DE OPERAÇÕES DE SEGURANÇA PÚBLICA DO
ESTADO DE MATO GROSSO – CIOSP. Relatório de ocorrências de
queimadas em terreno urbano em Cuiabá e Várzea Grande no período de
jul/2004 a jan/2005. Cuiabá: CIOSP, 2005.
CUIABÁ. Instituto de Pesquisa e Desenvolvimento Urbano da Prefeitura
Municipal de Cuiabá – IPDU. CD Rom: Perfil Socioeconômico de Cuiabá –
Volume II. Cuiabá: IPDU, 2004.
DE MELLO, W. Z. Precipitation chemistry in the coast of the Metropolitan
Region of Rio de Janeiro, Brazil. Environmental Pollution, v.114, n.2, p. 235-
242, set. 2001. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02
fev. 2006.
DE MELLO, W. Z.; ALMEIDA, M. D. de. Rainwater chemistry at the summit and
southern flank of the Itatiaia massif, Southeastern Brazil. Environmental
Pollution, v.129, n.1, p. 63-68, maio. 2004. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 fev. 2005.
DE SOUZA, P. A.; et al. Composição química da água da chuva e aporte
atmosférico na Ilha Grande, RJ. Química Nova, v.29, n.3, p. 471-476,
maio/jun. 2006. Disponível em: http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 15
ago. 2006.
DREW, D. Processos Interativos Homem-Meio Ambiente. Tradução de José
Alves dos Santos. 5.ed. Rio de Janeiro: Bertrand Brasil, 2002. 206 p.
FORNARO, A.; ISOLANI, P. C.; GUTZ, I. G. R. Low-cost automated rain
collector and its application to the study of wet only deposition in São Paulo

(Brazil). Atmospheric Environment, v.27, n.3, p. 307-312, set. 1993.
Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 fev. 2005.
108
FLUES, M.; et al. Evaluation of rainwater acidity of the rural region due to a
coal-fired power plant in Brazil. Atmospheric Environment,v.36, n.14, p.2397-
2404, maio. 2002. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02
dez. 2004.
GALLOWAY, J.N.; et al. The composition of precipitation in remote areas of the
world. Journal of Geophysical Research, v.87, n.11, p.8771-8786, mes.
1982.
GOLDEMBERG, J. e VILLANUEVA, L. D. Energia, Meio ambiente &
Desenvolvimento. Tradução de André Koch. 2. ed. rev. São Paulo: Edusp,
2003. 209 p.
HAN, G.; LIU, C. Strontium isotope and major ion chemistry of the rainwaters
from Guiyang, Guizhou Province, China. Science of the Total Environment,
v.364, n.1-3, p.165–174, jul. 2006. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 set. 2006.
HARRIS, D. C. Análise Química Quantitativa. Tradução de Carlos Alberto da
Silva Riehl e Alcides Wagner Serpa Guarino. 5.ed. Rio de Janeiro: Editora LTC,
2001. 862 p.
INSTITUTO NACIONAL DE PESQUISAS ESPACIAIS – INPE. Dados de focos
de queimadas em Cuiabá-MT. Disponível em www.dpi.inpe.br/proarco. Acesso
em 15 nov. 2006.
KARLSSOM, V.; LAURÉM, M.; PELTONIEMI, S. Stability of major ions and
sampling variability in daily bulk precipitation samples. Atmospheric
Environment, v.34, n. , p.4859-4865, mes. 2000. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 jun. 2005.
KOZERSKI, G. R.; HESS, S. C. Estimativa dos poluentes emitidos pelos ônibus
e microônibus de Campo Grande/MS, empregando como Combustível diesel,

109
biodiesel ou gás natural. Eng. Sanit. Ambient, v.2, n.2, p. 113-117, abr/jun.
2006. Disponível em: http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 15 ago. 2006.
KULSHRESTHA, U.C.; et al. Review of precipitation monitoring studies in India
- a search for regional patterns. Atmospheric Environment, v.39, n.38,
p.7403–7419, dez. 2005. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso
em: 02 jun. 2006.
KULSHRESTHA, U.C.; et al. Chemical characteristics of rainwater at an urban
site of south-central India. Atmospheric Environment, v.37, n.21, p.3019–
3026, jul. 2003. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02
jun. 2005.
LEAL, T. F. M.; et al. Composição iônica majoritária de águas de chuva no
centro da cidade de São Paulo. Química Nova, v.27, n.6, p.855-861, nov/dez.
2004. Disponível em: http://www.scielo.br/scielo.php. Acesso em: 15 ago. 2006.
LOPES, A. S. Solos sob “cerrado”: características, propriedades e
manejo. Piracicaba: Instituto da Potassa & Fosfato – Instituto Internacional da
Potassa, 1983. 158 p.
LORA, E. E. S. Prevenção e controle da poluição nos setores energético,
industrial e de transporte. 2.ed. Rio de Janeiro: Interciência, 2002. 481p.
MACEDO, J. A. B. de. Águas & Águas. Belo Horizonte: CRQ-MG, 2004. 805
p.
MAITELLI, G. T. Uma abordagem tridimensional de clima urbano em área
tropical continental: o exemplo de Cuiabá-MT. 1994. 204 p. Tese
(Doutorado em Geografia Física) – Faculdade de Filosofia, Letras e Ciências
Humanas, Universidade de São Paulo, São Paulo.
MATIAS, F. A. A. Desenvolvimento de sensores químicos com fibras
ópticas para a determinação quantitativa de fuligem e de monóxido de
carbono emitidos por veículos automotores. 1999. 157 p. Tese (Doutorado
em Química Analítica) – Instituto, Universidade de Campinas, Campinas.

110
MATO GROSSO. Departamento de Transito - DETRAN-MT. Estatística da
frota de veículos automotores de Mato Grosso em dezembro de 2005.
Disponível em: http://www.detran.mt.gov.br Acesso em 08 jul. 2006.
MARQUES, R. Ensaios preliminaries para o monitoramento da acidez
chuva em Ciuabá – MT. 2005. 43 p. Monografia (Bacharelado em Geografia)
– instituto de Ciências Humanas e Sociais, Universidade Federal de Mato
Grosso, Cuiabá.
MARQUES, R.; et al. Ensaios preliminaries para o monitoramento da acidez
chuva em Ciuabá – MT. Caminhos de Geografia, v.21, n.17, p.225-236, fev.
2006. Disponível em: http://www.caminhosdegeografia.ig.ufu.br. Acesso em: 21
fev. 2006.
MENDONÇA, F. Aspectos da interação Clima-Ambiente-Saúde Humana: da
relação sociedade-natureza à (in)sustentabilidade ambiental. Revista RA’EGA,
v.4, n. 5, p.85-99, nov. 2000. Disponível em: http://calvados.c3sl.ufpr.br.
Acesso em 10 out. 2004.
MENZ, F. C.; SEIP, H. M. Acid rain in Europe and United States: an update.
Environmental Science & Policy, v.7, n.4, p.253–265, ago. 2004. Disponível
em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 jun. 2005.
Ministério de Minas e Energia. Departamento Nacional de Produção Mineral –
DNPM. Anuário Mineral Brasileiro 2005. Brasília: DNPM, 2005. Disponível em
http://www.dnpm.gov.br/conteudo.asp?IDSecao=68&IDPagina=294. Acesso
em 29 nov. 2006.
_______. Anuário Mineral Brasileiro 2004. Brasília: DNPM, 2004 Disponível em
http://www.dnpm.gov.br/conteudo.asp?IDSecao=68&IDPagina=294, Acesso
em 29 nov. 2006.
MIRLEAN, N.; VANZ, A. & BAISCH, P. Níveis e origem da acidificação das
chuvas na Região de Rio Grande – RS. Química Nova, v.23, n.5, p.590-593,
set/out. 2000.

MONTEIRO, C. A. de F. Teoria e Clima Urbano. São Paulo: IGEOG-USP,
1976. 181 p. (Série Teses e Monografias, 25)
______. Teoria e Clima Urbano. In: MONTEIRO, C. A. de F. e MENDONÇA, F.
(org.). Clima Urbano. São Paulo: Contexto, 2003. p. 9-67.
111
MOREIRA-NORDEMANN, L. M.; GIRARD, P.; POPPI, N. Química da
precipitação atmosférica na cidade de Campo Grande – MS. Rev. Bras.
Geofísica, v.15, n.1, 1997. Disponível em: http://www.scielo.br/scielo.php.
Acesso em 20 abr. 2005.
OKUDA, T.; et al. The impact of volcanic gases from Miyake Island on the
chemical constituents in precipitation in the Tokyo metropolitan area. Science
of the Total Environment, v.341, n.1-3, p.185– 197, abr. 2005. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 jun. 2005.
OSEKI, T.; IHARA, T.; OGAWA, N. Study of pollutants in precipitation (rain and
snow) transported long distance to west coasts of Japan Islands using oblique
rotational factor analysis with partially non-negative constraint. Chemometrics
and Intelligent Laboratory Systems, v.82, n. 1-2, p.15 – 23, maio. 2006.
Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 out. 2006.
PARANÁ. Instituto Ambiental Do Paraná – IAP –. Relatório: A qualidade do ar
na região metropolitana de Curitiba – Ano 2000. Curitiba: IAP, 2001, 44 p.
RADAM BRASIL. Projeto Radam Brasil: Levantamento dos Recursos Naturais
– Folha SD 21 Cuiabá. Brasília: Ministério das Minas e Energia, 26 vol., 1982,
p. 67-100.
RASTOGI, N.; SARIN, M. M. Chemical characteristics of individual rain events
from a semi-arid region in India: Three-year study. Atmospheric Environment,
v.39, n.18, p.3313–3323, jun. 2005. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 out. 2005.
REBELATTO, A. L. Determinação de índices quantitativos de material
particulado inalável nos períodos seco e úmido na cidade de Cuiabá.

2005. 103 p. Dissertação (Mestrado em Física e Meio Ambiente) – Instituto de
Ciências Exatas e da Terra, Universidade Federal de Mato Grosso, Cuiabá.
112
ROMANCINI, S. R. Paisagens de Cuiabá: uma abordagem geográfica.
2001. 307 p. Tese (Doutorado em Geografia) Universidade Estadual Paulista,
Presidente Prudente.
SIENKIEWICZ, E.; GASIOROWSKI, M.; HERCMAN, H. Is acid rain impacting
the Sudetic lakes? Science of the Total Environment, v.369, n.1-3, p.139–
149, out. 2006. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02
nov. 2006.
STERN, D. I. Global sulfur emissions from 1850 to 2000. Chemosphere, v.58,
n.2, p.163–175, jan. 2005. Disponível em: http://www.sciencedirect.com.
Acesso em: 20 jan. 2006.
TORRES, F. T. P; MARTINS, L. A. Fatores que influenciam na concentração
do material particulado inalável na cidade de Juiz de Fora (MG). Caminhos de
Geografia, v.4, n.16, p.23 – 39, out. 2005. Disponível em:
http://www.caminhosdegeografia.ig.ufu.br. Acesso em: 21 fev. 2006.
TANG, A.; et al. The chemistry of precipitation and its relation to aerosol in
Beijing. Atmospheric Environment, v.39, n.19, p.3397–3406, jun. 2005.
Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 20 jan. 2006.
TASDEMIR, Y.; GÜNEZ, H. Ambient concentration, dry deposition flux and
overall deposition velocities of particulate sulfate measured at two sites.
Atmospheric Research, v.81, n.3, p.250– 264, set. 2006. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 out. 2006.
TOMAZ, P. Aproveitamento de água de chuva: para áreas urbanas e fins
não potáveis. 2.ed. São Paulo: Navegar, 2003. 180 p.
TRESMONDI, A. C. C. de L. Qualidade do ar na área de influência do pólo
industrial de Paulínia-SP: 2000-2002. 2003. 303 p. Tese (Doutorado em
Engenharia Química) Faculdade de Engenharia Química, Universidade
Estadual de Campinas, Campinas.

113
UNIÃO EUROPÉIA – EU. Diretiva 2001/81/CE do Parlamento Europeu e do
Conselho da União Européia de 23 de outubro de 2001 – Protocolo de
Gotemburgo. Jornal Oficial das Comunidades Européias, Portugal, 27 nov.
2001, p. 309/22.
UNO, I.; OHARAS, T.; WAKAMATSU, S. Analysis of wintertime NO2 pollution
in the Tokyo Metropolitan Area. Atmospheric Environment, v.30, n.5, p. 703-
713, mar. 1996. Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 15
out. 2004.
XIE, S.; QI, L.; ZHOU, D. Investigation of the effects of acid rain on the
deterioration of cement concrete using accelerated tests established in
laboratory. Atmospheric Environment, v.38, n.27, p.4457–4466, dez. 2004.
Disponível em: http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 02 jun. 2006.
WEI, A.; MENG, Z. Evaluation of micronucleus induction of sand dust storm fine
particles (PM2.5) in human blood lymphocytes. Environmental Toxicology
and Pharmacology, v.22, n.3, p.292–297, nov. 2006. Disponível em:
http://www.sciencedirect.com. Acesso em: 10 nov. 2006.
WILLIANS, M. R.; FISHER, T. R.; MELACK, J. M. Chemical composition e
deposition of rain in the Central Amazon, Brazil. Atmospheric Environment,
v.31, n.2, p.207-217, jan. 1997. Disponível em: http://www.sciencedirect.com.
Acesso em: 20 dez. 2004.