Baixe o app para aproveitar ainda mais
Prévia do material em texto
33 aCurso de especialização em Toxicologia Aplicada, Instituto de Toxicologia Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul - PUCRS, Av. Ipiranga, 6681, 90619-900, Porto Alegre - RS. Brasil bPrograma de Pesquisas Ambientais, Fundação Estadual de Proteção Ambiental Henrique Luis Roessler (FEPAM), Avenida Dr. Salvador França, 1707, 90690-000, Porto Alegre, RS, Brasil Aspectos toxicológicos do preservativo de madeira CCA (arseniato de cobre cromatado): revisão Júlio S. L. Appela*, Valentina Terescovaa, Viviane C. B. Rodriguesa, Vera M. F. Vargasb Abstract © 2006 Sociedade Brasileira de Toxicologia direitos reservados Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 33-47 SOCIEDADE BRASILEIRA DE TOXICOLOGIA REVISTA BRASILEIRA DE TOXICOLOGIA BRAZILIAN JOURNAL OF TOXICOLOGY recebido em 02/2006, aceito em 04/2007 Toxicological aspects of chromated copper arsenate (CCA) wood preservative: a review Chromated copper arsenate (CCA) is a chemical mixture consisting of three pesticide compounds (chromium, copper and arsenic) registered as wood preservatives to prevent fungal or microbial decay. CCA is injected into wood by a process that uses high pressure to saturate wood products with the chemical. CCA-treated wood is commonly used for telephone poles, fence posts, playground equipment, decks, walkways, boat docks and home constructions like fences or pool floors. In this study, a review of the literature was performed, involving articles relating to the toxicology of CCA, a preservative which is responsible for the largest volume of treated wood in the world. This included relevant information concerning occupational aspects and public health, particularly its use in homes, parks and playgrounds and aquatic environments to which the public has access. More attention was given to arsenic, as compared to chromium and copper, because it is the most toxic component in the formula, since it has greater leaching properties, from wood treated with CCA, as compared to chromium, the second most toxic component. For Brazil BIREME- Latin American and Caribbean Center for Information in Health Sciences was consulted. This gathers 114 Brazilian scientific publications. International literature was researched using Pub Med, a service of the American National Library, which includes MEDLINE. The Periodicals Portal of CAPES was also accessed for international publications, as well as the National system of Toxic-Pharmacological Information - SINITOX. Key Words: exposure to chemical substances; wood preservatives; CCA; arsenic; toxicology. * Autor correspondente: Júlio Sérgio de Lima Appel, telefone/ fax: +55(051)34463174 - E-mail: jsappel@terra.com.br Introdução A madeira, pela sua origem orgânica, está sujeita à deterioração por agentes biológicos, insetos, fungos, bactérias, moluscos e crustáceos, quando exposta às condições ambientais (BARILLARI, 2002). Após o corte da árvore, ela sofre decomposição ou deterioração por agentes químicos, físicos e biológicos. Os fatores biológicos são os mais importantes e consistem nos ataques de fungos, insetos ou bactérias à madeira. O tratamento preservativo consiste na proteção das camadas externas permeáveis das peças de madeira contra a ação desses organismos, de modo a impedir a sua penetração e a posterior infestação dos tecidos lenhosos das camadas internas (VIDOR, 2003). A preservação pode ser realizada por métodos naturais, indiretos, biológicos e químicos (CAVALCANTE, 1983). O método mais amplamente utilizado para prevenir o ataque de organismos xilófagos é o da introdução de substâncias químicas tóxicas a esses organismos que impedem o seu desenvolvimento. Essas substâncias, ou biocidas, são conhecidas como preservativos para madeira e são agrupadas em duas grandes classes: as oleossolúveis e as hidrossolúveis, conforme o solvente utilizado para introduzi-las na madeira. Os quatro preservativos de ação prolongada mais utilizados e responsáveis por cerca de 80% da madeira tratada existente no mundo são: creosoto, pentaclorofenol, borato de cobre cromatado (CCB) e CCA. O CCA é o responsável pelo maior volume de madeira tratada no mundo. Os objetivos deste trabalho foram revisar os estudos realizados por diferentes autores e divulgar a preocupação crescente do meio científico mundial face às possibilidades de danos ao meio ambiente e ao homem causados pelos produtos utilizados para preservação da madeira, com ênfase no CCA. 34 Esta revisão visa conscientizar profissionais da área da saúde e do meio ambiente e discutir os riscos decorrentes da utilização do CCA na preservação da madeira. M etodologia A metodologia constou de uma revisão bibliográfica criteriosa de literatura indexada em bibliotecas nacionais e internacionais. Os resultados dessa pesquisa em publicações nacionais, do ponto de vista médico, foram nulos. Foram encontrados artigos relacionados com engenharia florestal, ambiental, legislação e tratamento da madeira. Foram pesquisados títulos e revistas indexados na MEDLINE, base de dados da literatura internacional da área médica e biomédica, produzida pela National Library of Medicine, USA, que contém referências bibliográficas e resumos, atualmente, de 4.579 títulos de revistas biomédicas publicadas nos Estados Unidos e em outros 70 países. A MEDLINE indexa apenas 18 revistas correntes do Brasil e um total de 53 na América Latina, o que gera uma baixa visibilidade das 658 revistas latino-americanas indexadas na LILACS (PELLIZZON et al.,2003). Foram também acessados o Portal de Periódicos da Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior- CAPES (www.periodicos.capes.gov.br) para acesso às publicações internacionais, o Sistema Nacional de Informações Tóxico Farmacológicas - SINITOX (http:/ /www.fiocruz.br/sinitox) e o Centro Latino-Americano e do Caribe em Informação em Ciências da Saúde- BIREME , responsável pelo SCIELO - Scientific Library On Line, que reúne 114 publicações científicas brasileiras. (www.scielo.com.br). A pesquisa enfocou principalmente a partir da década de 1990, com exceções, enfatizando as publicações mais recentes relacionadas ao assunto. Discussão Histórico: A preservação da madeira A madeira é tão antiga quanto a história da humanidade. Em decorrência de abundância, facilidade de obtenção e excelente relação resistência/ densidade, superior ao aço e ao concreto, é amplamente utilizada em construções rurais, de pontes e estradas vicinais (CALIL JÚNIOR & DIAS, 1997). De acordo com a Bíblia, Noé teria sido instruído por Deus a proteger a Arca com piche para impermeabilizá-la e repelir a água. Há milhares de anos, os gregos já utilizavam o alcatrão e os romanos injetavam óleos em orifícios previamente feitos no interior da madeira. Com a proliferação das viagens marítimas nos séculos XV a XVIII, houve um aumento considerável do apodrecimento das embarcações da época em decorrência de ataque de brocas marinhas (moluscos e crustáceos). Apesar de conhecido e disponível desde 1830, o creosoto não possuía um processo eficaz para aplicá-lo. O ano de 1838, com a descoberta do processo de Célula Cheia patenteado por John Bethell, é considerado o marco inicial da era industrial da preservação de madeiras. No Brasil, entre 1880 e 1884, foram importados pela Companhia Paulista de Estradas de Ferro cerca de 50 mil dormentes tratados com creosoto, oriundos da Inglaterra. Em 1890, a Companhia de Estradas de Ferro Central do Brasil importou a primeira usina de tratamento de madeiras sob pressão, oriunda da Inglaterra. Em 1944, entra em funcionamento, na empresa Preservação de Madeiras Ltda, a primeira usina de tratamento utilizando vácuo-pressão e o produto fluoreto - dicromato - dinitrofenol. A partir de 1961, passou-se a utilizar o CCB. Em 1972, foi regulamentada a produção de madeira preservada e de preservativos de madeira através das portarias do Instituto Brasileiro de Desenvolvimento Florestal (IBDF). No ano seguinte, foram divulgadas as normas ABNT EB-569 para Postes de Eucalipto PreservadosSob Pressão e MB-790, Penetração e Retenção de Preservativo em Postes de Madeira. Em 1982, houve a realização do 1º Encontro Brasileiro em Preservação de Madeiras, de 25 a 27 de outubro, com a participação de 142 pesquisadores (COSTA, 2004). As áreas econômicas de maior emprego são: eletrificação, telefonia, rede de metrô, ferrovias, agropecuária e construção civil (ABPM, 2004). A degradação biológica da madeira Na estrutura anatômica da madeira, a celulose, hemicelulose e lignina são os principais componentes de interesse para diversos organismos xilófagos (insetos, fungos, moluscos, crustáceos e bactérias), que os utilizam como fonte de energia, ocasionando a biodeterioração da madeira. Os fungos causam os maiores danos, mas necessitam de determinadas condições favoráveis para desenvolverem o ataque à madeira. Os insetos ("brocas de madeiras") também causam danos e, entre estes, se destacam os gêneros Isoptera (cupins), Coleoptera (besouros, carunchos, brocas) e Lepidoptera (borboletas e mariposas) (COSTA, 2004). A preservação da madeira visa ao uso adequado e racional da floresta, com redução da demanda. A aplicação de um preservativo só é economicamente viável se a vida útil da madeira for significativamente aumentada em relação àquela usada sem tratamento. O preservativo de madeira precisaria ter características únicas de eficiência e segurança e apresentar o menor risco possível para o aplicador, para aquele que manipula a madeira tratada e para quem a utiliza. As suas características ideais seriam: mínima toxicidade aos seres vivos, proteção da madeira contra os organismos xilófagos, retenção do produto na madeira ao longo dos anos e custo reduzido. Além disso, não deveria ser inflamável e alterar as características da madeira e dos materiais em contato com ela. Até o presente momento, este preservativo ideal ainda não foi encontrado. As substâncias com maior eficácia apresentam toxicidade e os produtos relativamente atóxicos são ineficientes como preservativos (WILKINSON, 1979). Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 35 A preservação da madeira pode ser feita pelos seguintes processos: pincelamento, aspersão, pulverização, imersão, banho quente-frio, substituição de seiva e autoclavação (pressão). O tratamento preservativo de madeiras é obrigatório com relação às essências florestais passíveis de tratamento, de acordo com legislação do Instituto Brasileiro de Meio Ambiente e Recursos Naturais Renováveis (IBAMA) e Agência Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA). Só devem ser utilizados os produtos preservativos devidamente registrados e autorizados pelo Ministério do Meio Ambiente, através do IBAMA e da ANVISA, que avaliam os resultados dos testes para classificação da Periculosidade Ambiental. Deve-se exigir o registro no IBAMA das usinas de preservação de madeira e das indústrias que utilizam esses produtos (ZENID, 1997). Fatores que influenciam o tratamento preservativo e métodos de aplicação A eficiência de um tratamento preservativo está em função de três fatores básicos: o produto preservativo, a técnica de aplicação e a espécie da madeira. Já a avaliação de um tratamento é feita em função de dois parâmetros básicos: penetração e retenção. O processo de tratamento preservativo da madeira pode ser feito por aplicação de métodos sem pressão ou caseiros e métodos com pressão ou industriais. Os primeiros são simples e não requerem pressão externa para forçar a penetração do preservativo na madeira. Já os métodos industriais requerem equipamentos especiais de impregnação, trabalhando com pressões superiores à atmosférica. São os mais eficientes em razão das distribuição e penetração mais uniformes do preservativo na peça tratada, além do maior controle do produto absorvido, garantindo proteção efetiva e economia de preservativo. Atualmente, dos métodos de preservação utilizados no mundo inteiro, os mais eficientes são aqueles aplicados sob condições de vácuo e pressão e, dentre estes, o mais importante é o de célula cheia ou Processo Bethell (John Bethell / Inglaterra / 1838), que tem por finalidade preencher ao máximo as células da madeira com o preservativo (COCKCROFT, 1971). O que o distingue dos tratamentos de célula vazia, é a aplicação de um vácuo inicial para extrair o ar das células, facilitando, deste modo, a penetração do preservativo na madeira. O processo de tratamento consiste dos seguintes passos: colocação de madeira na autoclave, vácuo para extração da seiva, enchimento da autoclave com o conservante CCA diluído em água, pressão para adequada penetração do produto na madeira, retirada do líquido remanescente da autoclave e vácuo para retirada do excesso de produto. Tipos de Preservativos de M adeira Entre os preservativos oleosos ou oleossolúveis, encontram-se o creosoto, o pentaclorofenol e os hidrocarbonetos clorados (Clordane ®, Dieldrin ® e Lindane ®). Entre os preservativos hidrossolúveis, pode-se citar arseniato de cobre cromatado (CCA), boro e ácido bórico, borato de cobre cromatado (CCB), arseniato de cobre amoniacal, cromato de cobre ácido. Os quatro preservativos de ação prolongada mais utilizados e responsáveis por cerca de 80% da madeira tratada existente no mundo são: creosoto, pentaclorofenol, CCB, CCA. (LEPAGE, 1986) O creosoto é uma substância oleosa de cor escura obtida através da destilação de alcatrão de hulha que contém basicamente hidrocarbonetos (90%), ácidos e bases de alcatrão; é solúvel em óleo, repelente à água, atua como anticorrosivo e possui um forte cheiro característico. É um dos mais eficientes preservativos de madeira, entretanto, deixa a madeira escurecida e oleosa e não aceita pintura. O composto CCB tem como ingredientes ativos o óxido cuproso e o boro. Existem dúvidas em relação a sua resistência à lixiviação e sua eficiência, em longo prazo, no combate aos insetos (LEPAGE, 1986). Os compostos de boro, apesar de terem menor toxicidade, não se fixam adequadamente na madeira. Pentaclorofenol é um produto solúvel em vários tipos de óleos, obtido da reação entre o fenol e o cloro pela completa substituição dos átomos de hidrogênio pelo de cloro. Confere alta e persistente proteção à madeira e por ser insolúvel em água, não sofre lixiviação. Entretanto, essa característica é contestada em diversos trabalhos. Esse preservativo, também conhecido como Pó da China, é um dos produtos controlados no Tratado PIC Global (informação e consentimento prévio em caso de comércio ou transporte internacional). Altamente persistente no ambiente e comprovadamente carcinogênico para animais, pode afetar os sistemas cardiovascular, respiratório, gastrointestinal, neurológico, endócrino e reprodutivo, além de causar problemas dermatológicos (CDC, 2005). O CCA é o preservativo responsável pelo maior volume de madeira tratada e tem sido utilizado amplamente no mundo inteiro, desde a sua descoberta em 1933 pelo cientista indiano Dr. Sonti Kamesan. Protege-a contra o apodrecimento por fungos, ataque por insetos ou brocas marinhas. É indicado para tratamento de madeira em uma grande variedade de usos, incluindo dormentes, postes, mourões, construções residenciais e comerciais, estacas e outros. A Norma NBR-8456 regula a sua fabricação no Brasil. O CCA é classificado em três tipos, de acordo com as diferentes formulações e as variações das porcentagens de cobre, cromo e arsênico. No Brasil, o tipo mais utilizado é o tipo C, que apresenta cromo, como CrO 3 , (47,5 %), cobre, como CuO, (18,5 %) e arsênico, como As 2 O 5 (34,0 %) (AWPA, 1996). O cromo provoca a precipitação de grande parte do cobre e do arsênico na madeira. Os preservativos com CCA são indicados somente para tratamento pelo processo de vácuo- pressão em autoclave (célula cheia) pelo fato de reagirem muito rapidamente com a madeira, logo após a impregnação. No Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 36 interior da madeira, há a formação de um complexo polimérico, repelente à água o que o torna insolúvel e resistenteà lixiviação (WILKINSON, 1979). É recomendado para as mais variadas situações, como excelente protetor, por apresentar propriedades tanto fungicidas como inseticidas. Os papéis do cobre e arsênico na formulação são o de inibir o desenvolvimento de fungos e insetos, respectivamente, enquanto o cromo desempenha o seu papel no processo de "fixação" (DAWSON et al., 1991) Impregnação de madeira sob pressão com CCA O preservativo CCA é aplicado à madeira em uma solução aquosa, entretanto, nenhum outro preservativo, mesmo os oleosos e óleos solúveis, apresentam uma permanência tão longa dentro da madeira. Logo após a aplicação, os componentes químicos reagem com os da madeira, formando compostos. Essas reações são chamadas de reações de fixação e iniciam-se logo após o tratamento, apresentando velocidade dependente basicamente da temperatura. Quanto mais alta a temperatura, mais rapidamente elas ocorrem. O período em que essas reações ocorrem é chamado de fixação primária e, uma vez completo, o CCA torna-se virtualmente insolúvel. Muitos metais apresentam mais de uma valência, termo usado para descrever o número de ligações que um átomo pode formar com outros. Assim, o arsênico é geralmente utilizado em duas formas aniônicas, como arsenito, As (III), trivalente, ou na forma mais mobilizável, As(V), pentavalente. O pentóxido de arsênico utilizado no CCA tem arsênico pentavalente. O cobre está principalmente na forma catiônica de Cu+2 e o cromo, embora seja um cátion, comumente se apresenta em duas formas aniônicas, a mais mobilizável e tóxica de íons cromatos, Cr (VI), e a menos móvel e tóxica Cr (III). No CCA, ela é principalmente hexavalente (CHIRENJE et al., 2003). M etais componentes do CCA: efeitos no ambiente e na saúde humana Cobre (Cu) Os compostos solúveis de cobre são os que podem ameaçar a saúde humana (PEDROZO, 2003). A despeito do cobre ser um importante micronutriente, ele é tóxico no seu estado iônico livre, em níveis mais elevados. Embora ele possa ser amplamente distribuído para os materiais orgânicos no ambiente aquático, é particularmente imobilizado pelo ácido húmico (solução ácida resultante da extração de componentes orgânicos do solo ou do subsolo- húmus- por soluções aquosas percolantes) (NEWELL & SANDERS, 1986; FLEMING & TREVORS, 1989). A matéria orgânica apresenta um alto grau de seletividade de adsorção para com o cobre, entretanto, em concentrações baixas, o cobre será imobilizado pelo ácido húmico e somente à medida que os sítios de ligação forte vão sendo saturados, uma quantidade maior será solubilizada pelos ácidos fúlvicos ou por compostos orgânicos mais simples, fato que não ocorre com a quantidade mobilizada do CCA. Devido a sua forte ligação a partículas e ao sedimento, ele não é encontrado no lençol freático (ATSDR, 2002). Vários processos influenciam a sua biodisponibilidade no sistema aquático, incluindo complexação a ligantes orgânicos e inorgânicos, adsorção a óxidos metálicos, argila e material particulado em suspensão, bioacumulação e troca entre sedimento e água. Também é influenciada pela presença de sulfetos, comuns nas águas doces e salgadas (WHO, 2004). A grande maioria dos compostos com cobre se estabilizarão no sedimento das águas ou nas partículas do solo. A exposição ocupacional ao cobre é freqüentemente baixa. No local de trabalho, as inalações de poeiras, fumos, fumaças e neblinas poderiam levar à Febre dos Fumos Metálicos, causada por mecanismo de hipersensibilidade, embora, em trabalho recente, seja sugerido que outros metais presentes no local de trabalho têm maior probabilidade de atuar como agente causador, visto que há raros casos relatados dessa doença associada ao cobre, apesar do seu uso extensivo em várias indústrias (BORAK et al., 2000). A exposição crônica pode causar sintomas vagos como irritação nasal, nos olhos e na orofaringe, dores epigástricas, tonturas, vômitos, diarréia. A ingestão acidental, ou intencional, de altas doses pode causar necrose tubular renal aguda , insuficiência hepática, sendo também relatado cirrose em crianças e alguns casos fatais (CHUTTANI et al., 1965; AGARWAL et al. 1965). O limite de exposição (TLV- threshold limit value) como média ponderada pelo tempo (TWA - time weighted average) é a concentração média ponderada pelo tempo para uma jornada normal de 8 horas diárias e 40 horas semanais, à qual a maioria dos trabalhadores pode estar repetidamente exposta, dia após dia, sem sofrer efeitos adversos à saúde. O TLV (como TWA) para fumos de cobre é 0,2 mg/m³; para poeiras mistas com cobre, 1,0 mg/m³ de acordo com o American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH, 2001). Não há determinação de carcinogenicidade para o cobre de acordo com a International Agency for Research on Cancer (IARC). No aspecto ocupacional, em relação à monitorização biológica do cobre, nenhum biomarcador de exposição é recomendado, quer pela Norma Regulamentadora nº 7 (NR-7) do Ministério do Trabalho e Emprego- MTE, quer pelas agências internacionais. Cromo (Cr) O cromo é um metal "cinza-aço" com forma cristalina cúbica, inodoro, muito resistente à corrosão. Não ocorre de forma livre na natureza. O cromo ocorre em vários estados de oxidação que vão de Cr+2 à Cr+6, sendo as formas mais estáveis a elementar (0), a trivalente (III) e a hexavalente (VI), em ordem crescente de toxicidade (ATSDR, 2000a). Elemento essencial para os seres humanos e animais, o Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 37 Cr (III), em sua forma biologicamente ativa, facilita a interação da insulina com o seu receptor, influenciando nos metabolismos glicêmico, protéico e lipídico (EPA,1998). Nas atividades industriais, encontra-se principalmente nas formas hexavalente, trivalente e elementar. O cromo hexavalente pode se encontrar ligado a outras substâncias formando complexos insolúveis. As plantas e animais absorvem preferencialmente a forma hexavalente que é, a seguir, reduzida à forma trivalente (SILVA et al., 2003). O cromo é liberado para a atmosfera não só por processos industriais, mas também por combustão, como queima de florestas ou incineração de lixos doméstico e industrial. O produto destas emissões está principalmente na forma hexavalente que se mantém estável enquanto suspensa no ar. No entanto, ao se depositar no solo, pode entrar em contato com matéria orgânica e reduzir-se a cromo trivalente. O cromo está presente na atmosfera na forma particulada, 40% na forma hexavalente. O transporte e a distribuição da matéria particulada na atmosfera dependem do tamanho e da densidade da partícula, sendo essas depositadas na terra e na água, por sedimentação ou por episódios de chuvas. O cromo também pode chegar aos recursos hídricos através dos efluentes líquidos, em decorrência dos processos industriais. A maior parte do cromo liberado na água se deposita nos sedimentos. Uma pequena porcentagem permanece na água nas formas solúvel e insolúvel, podendo ser transportado para o oceano. Como esses compostos não são voláteis, o seu transporte da água para o ar não ocorre, exceto por meio de neblinas de águas marinhas. O cromo no solo está presente principalmente na forma insolúvel, de baixa mobilidade. Essa característica é altamente dependente do seu estado de valência; a forma trivalente é altamente reativa com os compostos orgânicos, fixando-se rapidamente no solo e nos sedimentos. Já o cromo hexavalente, é mais solúvel, tem menor capacidade de ser absorvido, e tem a sua mobilidade no solo no mesmo nível da que ocorre na água (ROUSE & PYRIH, 1990). Apesar das evidências de que o cromo trivalente se ligue fortemente ao solo e aos sedimentos, há limites de quantidades de cromo que estes substratos podem reter. SCHMITT e STICHER (1986) relatam que pode ocorrer deslocamento do cromo quando altos níveis do metal são lançados ao solo, sugerindo que é possível saturar os sítios de ligação dentro deles. A decomposição anaeróbia de matéria orgânica no solo pode aumentar a mobilização de cromo III pelaformação de compostos solúveis, principalmente se o pH for baixo. Isto ocorre, por exemplo, nas enchentes pela decomposição de restos de plantas. O cromo (VI), solúvel e não adsorvido, e os complexos solúveis de cromo (III), podem ser lixiviados do solo para águas profundas. Quanto maior o pH do solo maior a capacidade de lixiviação do cromo (VI). O destino do cromo no solo é dependente da especiação do metal. Os processos de transformação que essas espécies sofrem na atmosfera, na água e no solo dependem do pH, do potencial redox, das condições aeróbicas e anaeróbicas e da matéria orgânica formadora de complexos. Assim sendo, pode-se concluir que há predominância de cromo (III), forma que apresenta baixa solubilidade e reatividade resultando em baixa mobilidade no ambiente e baixa toxicidade para os organismos vivos. No entanto, sob condições oxidantes, o cromo (VI) pode estar presente, sendo uma forma relativamente solúvel, móvel e tóxica para organismos vivos (SILVA et al., 2003). Estudos realizados em área sob influência de curtumes no Rio Grande do Sul, Brasil, identificaram nos rios Cadeia e Feitoria, formadores da bacia hidrográfica do Caí, a presença elevada de atividade mutagênica e citotóxica em amostras de sedimento avaliadas pelo ensaio Salmonella/ microssoma. De modo geral, a fração metabólica preparada a partir de fígado de ratos e associada ao ensaio, diminuiu ou bloqueou essa mutagenicidade, identificando a presença de substâncias com ação direta na célula. Foram detectadas concentrações elevadas de cromo total na água intersticial, além de mercúrio e cromo no sedimento. O estudo com a espécie indicadora Gymnogeophagus gymnogenys, mostrou que peixes coletados na área impactada estavam sob estresse oxidativo hepático, apresentando alterações de citocromos P450 e b5, nas dosagens da enzima superóxido-desmutase e nos processo de lipoperoxidação celular, em relação aos espécimes amostrados em área de referência. Bioensaios controlados em laboratório expondo peixes ao cromo hexavalente mostraram induções similares (TAGLIARI et al., 2004a). Os padrões de mutagênese e o estresse oxidativo em peixes na natureza mostraram a presença de poluentes mutagênicos e oxidantes com ação semelhante ao do cromo hexavalente. As altas concentrações de cromo total encontradas nas águas intersticiais e nos sedimentos, assim como de mercúrio total nos sedimentos dos locais contaminados, quando comparados com área de referência, podem explicar a mutagenicidade resultante (TAGLIARI et al., 2004b). Outros trabalhos também mostram que a contaminação dos solos por cromo tem apresentado crescimento no mundo, principalmente, devido à pratica de lançar na terra os resíduos dos curtumes com a presunção de que estes resíduos contenham a predominância de Cr (III), termodinamicamente estável e, portanto, sem risco apreciável. Entretanto, níveis significativos de Cr (VI) foram, recentemente, detectados na superfície e nos sedimentos das águas na Índia, na China e na Austrália (AVUDAINAYAGAM et al., 2003). Em vários lugares, surgem críticas e novas questões sobre o corrente critério de disposição dos resíduos contendo metais pesados no solo, que não apresentam uniformidade, variando de país a país (European Commission of Environment, 2002). Parece que apesar da suposta estabilidade termodinâmica do Cr (III), a presença de certos minerais de ocorrência natural, os óxidos de manganês, poderiam promover a oxidação do Cr (III) para Cr (VI) nos solos. Este fato é de preocupação pública, visto que, o Cr (VI) é biodisponível em condições de pH alto e que, neste estado de valência, é altamente móvel, tornar-se-ia um risco real a possibilidade de contaminação Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 38 do lençol freático. Uma revisão recente de literatura indica que diversas pesquisas têm sido feitas em relação à especiação do cromo no solo, ao efeito do pH nas suas concentrações no solo, ao fenômeno de adsorção no solo dos diferentes tipos de cromo, às reações redox e às transformações dos Cr (III) e Cr (VI), bem como às estratégias de tratamento para limpar os solos contaminados (AVUDAINAYAGAM et al., 2003). A maioria dos estudos foi conduzida utilizando um solo descontaminado e incrementado com cromo, artificialmente. Poucas pesquisas foram realizadas em ambientes com solos realmente contaminados. Além do mais, estudos em solos contaminados com resíduos de curtumes são limitados, existindo uma lacuna no entendimento da influência da contaminação crônica do solo pelos curtumes e do comportamento do cromo no solo (AVUDAINAYAGAM et al., 2003). As concentrações de cromo em águas superficiais e água potável são muito baixas, exceto em regiões que contêm minério de cromo ou que apresentam atividade industrial intensa (SILVA et al., 2003). A oxidação do Cr (III) para o Cr (VI) pelo oxigênio dissolvido em águas naturais é praticamente inexistente. Experimentos dissolvendo oxigênio em águas naturais não resultaram em nenhuma oxidação de Cr (III) para o Cr (VI) em 128 dias e, quando o Cr (III) foi adicionado à água de um lago, uma lenta oxidação ocorreu, correspondente a uma meia-vida de oxidação de nove anos (SALEH et al., 1989). Além dos riscos de contaminação ambiental, não se pode deixar de citar a exposição ocupacional. A principal via de introdução é a respiratória. No processo industrial, o trabalhador poderá estar exposto a diferentes formas de contaminantes: fumos metálicos nos processos de solda, névoas de ácido crômico no processo de cromagem, poeiras e névoas nos curtumes, e poeiras na fabricação de pigmentos (SILVA et al., 2001). A absorção destes contaminantes pela via respiratória dependerá do tamanho da partícula, da sua solubilidade e da valência do cromo, visto que o Cr (VI) atravessa as membranas celulares com maior facilidade, fato que não ocorre com o Cr (III) (SILVA et al. 2001). O cromo (VI) é reduzido a cromo (III), no trato respiratório inferior, pelos fluídos pulmonares e macrófagos, O cromo trivalente é pouco absorvido pelo organismo, independente da via introdutória. A velocidade de absorção depende do diâmetro aerodinâmico das partículas, da solubilidade do composto de cromo nas membranas celulares, do número de oxidação do cromo na composição e dos macrófagos alveolares (SILVA et al., 2001). A absorção de cromo por via oral é variável, dependendo da solubilidade desses compostos presentes no trato gastrointestinal. Os compostos insolúveis de cromo (III) praticamente não são absorvidos por esta via. Na ingestão da forma hexavalente, esta é rapidamente reduzida a cromo (III) ainda no trato gastrointestinal, resultando pouca absorção. Tanto a forma trivalente quanto a hexavalente podem ser absorvidas pela pele. Há relato de toxicidade por absorção cutânea, fato que torna esta via relevante. A quantidade do composto absorvido vai depender das características físico-químicas do produto, do veículo e da integridade da pele. Após ser absorvido, o cromo é transportado pelo sangue para órgãos e tecidos. O estado de oxidação do metal tem importância na distribuição do mesmo através do sangue e na capacidade de retenção pelos tecidos. O cromo (III) liga-se principalmente à transferrina e o Cr (VI) penetra rapidamente nos eritrócitos. O cromo concentra-se principalmente em fígado, rins, baço, pâncreas, pulmões e coração. É preferencialmente excretado pelos rins na forma de cromo(III), sendo, em pequena percentagem, pela bile e pelas fezes e também eliminado no leite materno. O cabelo, as unhas e o suor são vias de excreção de menor importância. A maior toxicidade do cromo (VI) é devida, em grande parte, à maior capacidade de penetrar nas células, onde sofre redução a cromo (III), sendo que os produtos de redução parecem ser os responsáveis pela potencialidade carcinogênica destes compostos. Os efeitos tóxicos na exposição ocupacional a altas concentrações de cromo, principalmente ao cromo (VI), incluem ulceração e perfuração de septo nasal, lesões dermatológicas, irritaçãodo trato respiratório, possíveis efeitos cardiovasculares, gastrointestinais, hematológicos, hepáticos e renais, além do risco elevado de câncer pulmonar. No aspecto ocupacional, para a legislação Brasileira, segundo o disposto na Norma Regulamentadora nº 15 (NR-15) do Ministério do Trabalho e Emprego - MTE, o limite de tolerância para o cromo hexavalente é de 0,04mg/ m3. Em relação à monitorização biológica do cromo (VI), o biomarcador da exposição ao metal, na nossa legislação, é o cromo urinário, com valor de referencia de até 5 g/g de creatinina e Índice Biológico Maximo Permitido (IBPM) de 30 g/g de creatinina (ATSDR, 2000b). O método analítico é o de Espectrofotometria de absorção atômica e a amostra de urina deve ser coletada no final do último dia de jornada de trabalho. Devido à meia vida biológica do cromo de 15 a 41 horas, as amostras em trabalhadores expostos, devem ser coletadas pelo menos após quatro a cinco dias consecutivos de trabalho. O TLV -TWA para o cromo (III) é de 0,5 mg/m3 e para o cromo (VI) é de 0,1 mg/m3 (ACGIH, 2001). Arsênico (As) O arsênico é um elemento químico que está normalmente presente no ambiente e em sistemas biológicos. É um semimetal incolor e inodoro que pode existir em quatro estados de oxidação, arsenato (+5), arsenito (+3), arsina (-3) e o metal (0). As espécies solúveis, geralmente, ocorrem nos estados de oxidação +3 e +5. A estabilidade e a predominância das espécies de arsênico em meio aquático dependem do pH. O arsênico raramente ocorre na forma livre: geralmente encontra-se ligado a enxofre, oxigênio, ferro e cloro. Compostos inorgânicos de arsênico são introduzidos Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 39 na natureza principalmente por atividades humanas como mineração, indústria de vidros e química, preservação de madeiras e fundição de metais, sendo que a maior parte se encontra na forma trivalente. O arsênico pode ainda ser metilado por microorganismos no solo e nas águas doces e do mar, formando compostos orgânicos. A espécie pentavalente predomina em ambientes aeróbicos e oxidantes e a trivalente, em meios anaeróbio e redutores. Os compostos do arsênico apresentam diferentes toxicidades dependendo da forma química. O As (III) é cerca de dez vezes mais tóxica que o As (V) (SAKUMA et al., 2003) Nas monitorizações ambientais ou biológicas, é importante conhecer as espécies químicas presentes para avaliação do risco de intoxicação. Em algumas regiões do mundo, há ocorrência natural de arsênico na água com predominância dos compostos inorgânicos. Isto ocorre devido ao ambiente geoquímico, a depósitos vulcânicos e rejeitos de mineração. Os compostos de arsênico foram usados na agricultura como herbicidas/praguicidas. No Brasil, ainda é utilizado o Daconate 480, um herbicida arsenial, não seletivo, de ação sistêmica, para pós-emergência em culturas de café, algodão, cana de açúcar e cítricos. Nos Estados Unidos, não há mais produção de arsênico devido à legislação restritiva e 90% do consumo de trióxido de arsênico é destinado à preservação da madeira. A contaminação ambiental pelo arsênico pode vir de fontes naturais, como erupções vulcânicas e incêndios florestais, ou de fontes antropogênicas. A ação dos ventos é responsável pela dispersão do metal lançado na atmosfera. Ele se encontra, principalmente, nas formas de material particulado e composto inorgânicos. Processos biológicos, como a metilação e redução microbiana, também contribuem para a carga de arsênico na atmosfera, gerando compostos metilados e voláteis. A maior parte do arsênico presente na atmosfera se encontra como material particulado e sua concentração é tanto maior quanto menor o tamanho de suas partículas em suspensão, de acordo com COLES e colaboradores (1979), que estudaram as relações entre concentração e tamanho de partículas de diferentes elementos químicos presentes no ar, oriundos de uma usina termoelétrica. O tempo de permanência destas partículas na atmosfera foi estimado entre sete-nove dias, período em que elas podem se deslocar por milhares de quilômetros antes de serem depositadas no solo ou nas águas. No solo, os compostos inorgânicos de arsênico como os ácidos arsenioso e arsênico são as formas mais comumente encontradas. Os compostos de arsênico provenientes da deposição das partículas presentes na atmosfera, ou de formas transportadas pela água, tendem a ser adsorvidos no solo. No sentido inverso, as erosões provocadas pelo vento e pela chuva, podem levar o arsênico presente no solo para a atmosfera e para os rios e lençóis freáticos. Entretanto, esta distância percorrida pelo arsênico liberado pela ação da água tende a ser pequena, porque ele é novamente adsorvido pelo solo. A presença, a distribuição e as interações do arsênico em águas formam um conjunto complexo e dinâmico, com processos de transformações físicas e químicas. Além dos processos biológicos de metilação, demetilação e redução, o comportamento químico dos compostos de arsênico é influenciado pelo pH e pelo potencial redox da água, além dos processos de adsorção e dessorção em sedimentos e argilas. Águas de lagos e rios geralmente apresentam teores de arsênico menor que 10 g/L, se não ocorrer contaminação antropogênica. Já o lençol freático pode ter seu conteúdo de arsênico aumentado devido à lixiviação de rochas ricas em arsênico. O despejo direto de rejeitos industriais em corpos de água também contribui para a sobrecarga deste metal. No Brasil, existem vários estudos sobre a presença de arsênico no sedimento, provocado por atividades antropogênicas, tais como mineração, no Macapá, no Vale do Ribeira em São Paulo, na bacia do Rio das Velhas, em Nova Lima, Minas Gerais, e por contaminação de agrotóxicos, como no caso da Lagoa dos Patos, no Rio Grande do Sul. (MATSCHULLAT, 2000; SAKUMA et al.,2003; MIRLEAN et al., 2003). A absorção de compostos inorgânicos de arsênico pelo homem depende da solubilidade, tanto pela via respiratória, quanto pela digestiva. As formas solúveis são plenamente absorvidas pelo trato gastrointestinal e aparelho respiratório, no entanto, as insolúveis praticamente não são absorvidas por esta via. As absorções dérmica e pelas mucosas podem ocorrer, mas não são relevantes. Os compostos inorgânicos do arsênico sofrem distribuição rápida do compartimento sanguíneo para os tecidos. Após, cerca de duas horas, somente 10% do arsênico ainda se encontra no sangue, sendo então eliminado mais lentamente em um período que varia de dias a semanas. Depois de absorvido, o arsênico é biotransformado através de dois processos. Uma parte do arsênico sofre processo de oxirredução, convertendo-se em arsenito (As III) e arsenato (As V). Por outro lado, há o processo de metilação do arsênico, dando origem aos ácidos monometilarsônico (MMA) e dimetilarsínico (DMA), reações que ocorrem no fígado. Esse processo de metilação parecia diminuir a toxicidade do arsênico inorgânico absorvido, pois as formas orgânicas resultantes da metilação seriam excretadas pela urina. Este fato foi contestado por estudos recentes que associaram efeito carcinogênico das formas metiladas do arsênico ambiental em experiências com animais, havendo relato de desenvolvimento de neoplasias de bexiga, fígado, rins e tireóide (WANIBUCHI et al., 1996; YAMAMOTO et al., 1997; SHEN et al., 2003). Os compostos solúveis de arsênico inorgânico são distribuídos para praticamente todos os órgãos e tecidos do corpo. Esse composto ultrapassa a barreira placentária podendo causar alterações no feto. Sua principal via de excreção em humanos é a urinária, com apenas pequena parte eliminada pela bile, podendo, ainda, ser excretado no leite materno. O DMA é o metabólito recuperado na urina em maior quantidade. A eliminação urinária máxima ocorre Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 40 na primeira semana após a exposição, podendo se estender por até alguns meses. O arsênico deposita-se nos órgãos, principalmente fígado e rins, ou ainda, em tecidos queratinizadoscomo cabelo, unhas e pele. Os efeitos tóxicos do arsênico ocorrem em nível das mitocôndrias e estão relacionados a alterações enzimáticas envolvidas na respiração celular Para o As (III), forma mais tóxica, a alteração bioquímica primária é a inibição do complexo piruvato- desidrogenase com conseqüente diminuição do trifosfato de adenosina (ATP), afetando todas as funções celulares dependentes de gasto de energia. O mecanismo de toxicidade do As (V) depende em parte de sua transformação a As (III). A ordem decrescente de toxicidade dos compostos de arsênico, segundo ANDERSON e colaboradores (1986) e BURGUERA e colaboradores (1991) em revisão sobre a especiação do arsênico, é a seguinte: arsina > arsenito > arseniato > ácidos alquil-arsênicos > compostos de arsônio > arsênico elementar. O arsênico trivalente (arsenito) é 60 vezes mais tóxico do que a forma oxidada pentavalente (arseniato). Os compostos inorgânicos são 100 vezes mais tóxicos do que as formas parcialmente metiladas (MMA e DMA), não se excluindo a toxicidade destes, conforme já referido anteriormente pelos trabalhos japoneses. Os casos de intoxicação aguda por arsênico decorrem principalmente de tentativa de suicídio. As primeiras manifestações são do trato gastrointestinal. Podem ocorrer danos na mucosa devido à irritação primária com ulcerações, sangramentos, náuseas, vômitos, dor abdominal intensa e diarréia. Podem surgir efeitos cardiovasculares, com depleção de volume intravascular, devido à alteração da permeabilidade dos vasos e pela perda gastrointestinal de líquidos, além de choque hipovolêmico. Pode exercer ação direta no músculo cardíaco, originando quadros de miocardite; no sistema nervoso central, são relatados quadros de encefalopatia; no fígado, ocorrência de hepatite tóxica e, no rim, insuficiência renal. A intoxicação crônica ocorre devido à exposição a baixas doses de arsênico inorgânico, de forma persistente. Como exemplos, podem-se citar a exposição ocupacional e a ingestão crônica de alimentos, água e solo contaminados. A apresentação clássica da intoxicação crônica pelo arsênico se expressa por lesões de pele e neuropatia periférica. A expressão na pele é similar ao quadro de ceratose actínica, episódios recorrentes de urticária, hiperpigmentação em áreas de exposição ao sol, alteração das unhas (linhas transversais esbranquiçadas). Neuropatia periférica, principalmente alterações sensitivas, e sintomas de encefalopatia crônica podem ocorrer em trabalhadores expostos ao arsênico. São relatadas ainda, perdas auditivas em crianças, após exposições crônicas. Pode ocorrer hepatotoxicidade, com quadros de cirrose, hipertensão porta, degeneração gordurosa e neoplasia primária de fígado. Os efeitos cardiovasculares podem se manifestar como coronariopatia e doença vascular periférica (gangrena das extremidades, principalmente dos pés) e alterações hematológicas, como anemia, leucopenia e trombocitopenia. As manifestações crônicas têm sido relatadas em períodos de exposição de seis meses até 13 anos (ATSDR, 2000c). BASU e colaboradores (2001) revisaram a literatura quanto à potencialidade genotóxica do arsênico em diversos sistemas e níveis de dano ao material genético. Existe uma diversidade de evidências da atividade mutagênica, tanto em nível molecular como cromossômico, em estudos in vitro e in vivo, além da potencialidade de inibir mecanismos de reparo celular. Entretanto o exato mecanismo de ação carcinogênica permanece não devidamente explicado, com evidências de ação nas fases de progressão do processo de carcinogênese, facilitando os mecanismos de transformação de tumores benignos em malignos no homem. Diversos trabalhos epidemiológicos mostram o elevado poder carcinogênico do arsênico em humanos, justificando o IARC a classificá-lo no grupo I (definitivamente carcinogênico para o ser humano). Os níveis de arsênico no sangue têm meia-vida curta e refletem a exposição aguda. O método de análise mais confiável para exposição recente é dosagem de arsênico inorgânico e metabólitos metilados na urina. No aspecto ocupacional, em relação à monitorização biológica do arsênico, como biomarcador da exposição ao metal, na nossa legislação para exposição recente é utilizado o arsênico urinário, com valor de referência de até 10 g/g de creatinina e o IBPM, de 50 g/g de creatinina. O método analítico empregado é de Espectrofotometria Ultravioleta/ Visível ou Espectrofotometria de Absorção Atômica. A amostra deve ser coletada no final do último dia da jornada da semana. É recomendado que a dosagem seja iniciada após seis meses de exposição (GONÇALVES, 2000). De acordo com a Agency for Toxic Substance and Disease Registry (ATSDR), os valores normais para o arsênico total urinário devem ser menores que 50 µg de arsênico por litro (As/L) na ausência de consumo de alimentos do mar, nas 48 horas anteriores à coleta. Deve ser orientada a não-ingestão desses alimentos até dois dias antes da coleta da urina. Os resultados dos exames devem ser expressos em µg de arsênico por grama de creatinina para evitar os efeitos de variação da diurese (ATSDR, 2000a). Nas últimas décadas, tem sido utilizado o cabelo para monitorização de exposição crônica ambiental a metais. Deve-se ter em mente que vários fatores como idade, sexo, estado nutricional, uso de tinturas, medicamentos e outras variáveis podem influenciar nos resultados (SAKUMA et al., 2003). O TLV-TWA para o arsênico (V) é de 0,01 mg/m3 (ACGIH, 2001). Principais usos de CCA como preservativo de madeira Os usos mais comuns das madeiras tratadas com CCA incluem decks residenciais e piscinas, cercas, passarelas, equipamentos de playground (brinquedos infantis), mesas de campo para piqueniques e churrascos, jardins (floreiras), coberturas de garagens, galpões nativistas, dormentes, postes de eletrificação, mourões e estacas. As Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 41 madeiras tratadas com CCA possuem coloração esverdeada, quando não pintadas ou envernizadas, e não exalam cheiro. Na revisão de literatura realizada pelos autores, foram observadas que todas as preocupações se voltam para o arsênico, no caso da madeira tratada com CCA, visto que os outros metais da formulação, por motivos diversos, não apresentam relevância toxicológica , com raras exceções para o cromo, de acordo com trabalho em fase de publicação (SONG et al., 2006) SONG e colaboradores (2006) acreditam que a lixiviação do Cr (VI) não deva ser uma preocupação na maioria dos locais de descarga dos resíduos de madeira tratada com CCA (aterros), com exceção dos que apresentam chorumes alcalinos; foi observada uma lixiviação maior dos restos de madeira tratada e da deposição das cinzas da sua combustão, na presença de chorumes alcalinos originários de restos de concreto. PIZZI (1982), um dos maiores pesquisadores no assunto, estudando a química e a cinética do CCA, encontrou que no tipo C, 10% do total do cromo remanescente está na forma hexavalente e que esta fração estaria de forma total e irreversível fixada à madeira e seria incapaz de ser lixiviada. As pesquisas sobre os aspectos relacionados ao uso deste preservativo se direcionam para o estudo do comportamento dos elementos no solo e nas águas (fixação, mobilização no solo, lixiviação), enfocando a possibilidade de contaminação das pessoas, em especial crianças e trabalhadores, pela liberação dos metais das superfícies tratadas. Devem ser ressaltados a prevenção dos trabalhadores nos locais de tratamento e no transporte ou na manipulação em construções; a mitigação, o destino da madeira tratada e seus resíduos; a procura por substitutos com menor risco e o conhecimento da situação atual em diferentes paises frente à fabricação, à comercialização, e ao uso da madeira tratada com CCA. Nos Estados Unidos da América, aproximadamente 70% das residências têm decks ou pórticos com madeira tratada pressurizada e cerca de 14% dos brinquedos de playgrounds públicos são feitos de madeira tratada. De acordo com os dados do AmericanChemistry Council (ACC), cerca de 34% do CCA, foi utilizado para decks de madeira e menos de 1% foi usado em equipamentos de playgrounds. O potencial de exposição aos resíduos dos pesticidas remanescentes nas superfícies destas madeiras, bem como os resíduos lixiviados no solo adjacente apresentam possibilidades de causar danos à saúde das crianças (ZARTARIAN et al., 2003). A liberação de arsênico, cobre e cromo das madeiras em uso, tratadas com CCA, é uma questão muito debatida, em relação à sua potencialidade para degradar a qualidade do ambiente. Há um consenso de que a liberação dos constituintes do CCA seja regulada por muitos fatores: a natureza e a área de superfície da madeira (SOLO- GABRIELE et al., 2000), o tipo de formulação e o fator de retenção do CCA, se a madeira tratada está acima do solo, abaixo, ou no ambiente marinho (HINGSTON et al., 2001), as condições climáticas (CHIRENJE et al., 2003), os fatores do solo (textura, pH, proporção de matéria orgânica, entre outros) (BERGHOLM, 1992; KIM & KIM, 1993). Por outro lado, muito pouco é conhecido sobre o comportamento dos componentes lixiviados em diferentes solos e de seus impactos de longo prazo na qualidade do solo e na saúde ambiental. Dentre os processos químicos que mais afetam o comportamento e a biodisponibilidade dos metais pesados no solo, destaca-se a adsorção, ou o acúmulo de elementos químicos na interface solo-solução. O conhecimento desse mecanismo de retenção pode contribuir para previsão de fitotoxicidade e possível contaminação dos lençóis freáticos. A complexidade das reações envolvidas nesse processo deve-se aos diversos componentes do solo que se comportam de diferentes formas e interagem entre si. Desta forma, torna-se difícil prever a biodisponibilidade, a mobilidade e a retenção dos metais pesados nos solos. O solo é um sistema complexo onde está presente uma série de íons que competem, com diferentes intensidades, por superfícies adsorventes (MATOS et al.,1996; MOREIRA, 2004). A maioria dos trabalhos realizados para estudar a liberação dos metais no próprio local de trabalho, são relatos de casos e não estudos caso-controle (DECKER et al., 2002; NYGREN et al., 1992; HURSTHOUSE et al., 2004; TATUM et al., 2001; MISCETTI et al., 1998; STILWELL et al., 2003). A desvantagem desses estudos é que são específicos para as condições de um local determinado e são difíceis de serem reproduzidos, e relacionados com outras exposições. O tratamento original da madeira pode ser desconhecido. Raramente há um histórico do local: se houve alguma exposição prévia à contaminação de debris (entulhos, detritos) de material de construção ou a outras fontes não lixiviantes. A observação da lixiviação no próprio local de trabalho é afetada por uma série de condições específicas, além do tratamento da madeira em si: idade do material, tipo de exposição prévia, clima, construção e condições de manutenção. Os tipos de exposição exercem grande influência: chuva, água tratada, água do mar, sedimentos, solo. Os movimentos e a composição da água são fundamentais para a lixiviação dos componentes do preservativo da madeira. Estruturas que somente foram expostas de forma intermitente à precipitação terão índices muito menores de lixiviação do que aquelas que se encontram continuamente submersas em água, em especial, em águas contendo compostos orgânicos ou inorgânicos solúveis. A temperatura, as composições do solo e da água também são importantes fatores que alteram o processo de lixiviação. Como a maioria das madeiras tratadas é utilizada acima do solo, o clima também desempenha um importante papel neste processo de lixiviação. A quantidade e o índice de precipitação de chuvas, além da presença ou ausência de temperaturas extremas, também devem ser considerados na interpretação dos processos. As atividades durante as construções também têm sua influência. Se a madeira tratada é serrada, ou descascada durante a realização da obra, há uma contribuição maior na contaminação ambiental. Amostras de debris de construções Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 42 imersas em água têm um efeito contaminante muito mais devastador do que a madeira sólida na mesma água. Estes efeitos podem ser responsáveis por alguns altos valores encontrados nos solos adjacentes a decks de madeira tratados com CCA (STILWELL & GORNY, 1997; TOWNSEND et al., 2001), embora outros estudos mostrem concentrações muito menores (LEBOW et al., 2000; CHIRENJE et al., 2003). As práticas de limpeza mais agressivas do local, gerando poeiras, ou a lavagem sob pressão, podem remover partículas e depositá-las nos solos e nas águas. A utilização de produtos químicos na limpeza de decks pode aumentar a solubilidade dos componentes dos preservativos (TAYLOR et al., 2001). De forma contrária, a aplicação de acabamentos na madeira pode mostrar efeito oposto. Um dos estudos ressalta que o uso de um impermeabilizante resultou em grande decréscimo na liberação de produtos do CCA de um cercado. A dosagem de arsênico na água da chuva, coletada junto à cerca tratada com impermeabilizante, foi cinco vezes menor do que quando não impermeabilizada, de acordo com os trabalhos de COOPER & UNG (1997). LEBOW e colaboradores (2004) contestaram esses dados e concluíram que a presença de um impermeabilizante em deck de madeira tratada com CCA não reduziu efetivamente a lixiviação. Reforçam que, em alguns casos, esse procedimento pareceu aumentar a liberação de CCA, sendo que a presença dos metais foi afetada pelo nível de chuva, de forma significante, o que tem grande importância em locais de grandes precipitações. Concluíram que na lixiviação haveria liberação de pequena quantidade do arsênico, se comparada com os índices naturalmente encontrados no solo americano. Entretanto, chamou a atenção que poderia haver índices maiores de acumulação em áreas de solo abaixo de linhas de goteiras, devido à baixa mobilidade do arsênico em alguns tipos de solos. Esses fatores, conjugados com outras fontes antropogênicas além da lixiviação, como locais de depósitos de resíduos ou áreas de construções, podem elevar a concentração de arsênico a níveis perigosos, como alguns já relatados (STILWELL & GORNY, 1997; TOWNSEND et al., 2001; STILWELL et al., 2003). No caso da utilização das madeiras em estacaria de docas, esses metais podem ser lixiviados para o ambiente aquático, na dependência do pH do meio, do tipo de madeira utilizada e da técnica de aplicação do preservativo. Assim, madeiras mais moles ricas em lignina fixam melhor o cromo e o pH do meio inferior a 4,5 e a salinidade aumentada favorecem a lixiviação (SANDERS & WINDOM, 1980; HEGARTY & CURRAN, 1986). No meio aquático, o cobre, cromo e arsênico estão listados como poluentes prioritários pela Environmental Protection Agency (EPA) (WEIS & WEIS, 1999). Poucos trabalhos bem conduzidos, do ponto de vista epidemiológico, foram realizados sobre os trabalhadores que utilizam o CCA ou a madeira tratada com esse produto. Resultados sobre a concentração de arsênico urinário em trabalhadores processando madeira tratada com CCA, em ambientes fechados, mostraram níveis elevados em comparação com outros trabalhadores (JENSEN & OLSEN, 1995; JENSEN & HANSEN, 1998). Em um estudo realizado na Dinamarca, foram avaliados trabalhadores que operavam na impregnação de madeiras com soluções de CCA, construtores de cerca, trabalhadores de construção operando com madeira tratada, taxidermistas, e trabalhadores que impregnavam postes de madeira para utilização em eletricidade com soluções contendo arsênico (JENSEN & OLSEN, 1995). A concentração máxima de exposição foi de 17.3 µg/m³ para um trabalhador que se encontrava abastecendo um contêiner de impregnação com pasta de CCA. A máxima concentração urinária encontrada foi de 195 µg As/g creatinina em um operador de injetora de postes de madeira com solução de arsênico não relatada como CCA. A média da concentração urinária de arsênico em trabalhadores que operavam com postes de madeira foi de 53 µgAs/g creatinina. Trabalhadores que operavam cercas de madeiras e os taxidermistas também apresentaram níveis acima da referência. O capítulo de exposição ocupacional se direciona a riscos em potencial aos trabalhadores em contatos com CCA e outros preservativos contendo cromo e arsênico. O ambiente ocupacional deve ser considerado nas plantas onde é realizado o tratamento sob pressão da madeira. Manipuladores do produto e também indivíduos em atividade pós-aplicação, como trabalhadores que carregam madeiras recém tratadas, misturadores de produtos e aplicadores apresentariam potencial de exposição máxima. A usina de tratamento a pressão com CCA, no que diz respeito à segurança e à prevenção de poluição, deve ser um circuito industrial fechado onde nada é descartado e tudo o que for possível, reaproveitado. Essa estrutura e seus componentes devem ser mantidos em boas condições, de forma a evitar vazamentos ou derramamentos do produto e de suas soluções. Também é importante evitar qualquer possibilidade de contaminação dos depósitos de água com o preservativo. A água contaminada nunca deve ser descartada: é obrigatório ter um reservatório de contenção para casos de emergência, seguindo orientação do Órgão de Proteção do Meio Ambiente do Estado. Somente as pessoas treinadas podem manipular o preservativo, suas soluções, e a madeira recém tratada. Os tamboretes com preservativo devem sempre ficar estocados em almoxarifados, onde somente pessoas autorizadas tenham acesso. Na diluição do preservativo, no preparo, no manuseio da solução preservativa, ou da madeira preservada, pode haver contaminação e devem ser tomados cuidados com a embalagem. Ressalta-se a importância do Equipamento de Proteção Individual (EPI) adequado. Em relação à toxicidade da mistura CCA, poucos estudos e relatos estão disponíveis. Essas formulações estão classificadas como corrosivas (baseadas no seu pH menor que dois) e como sensibilizantes para a pele. A exposição ao CCA, embora seja uma combinação de cromo, cobre e arsênico, pode apresentar efeitos diversos dos causados pelos componentes isoladamente, devido às mudanças na toxicidade e na toxicocinética (HSE, 2001; READ, 2003). Os valores de DL50 para ratos (dose letal para 50% da população testada), nas formulações de CCA mais utilizadas, Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 43 estão nas faixas de 150 a 400 mg/kg para toxicidade aguda via oral e de 200 a 1188 mg/kg, para via dérmica. A dose letal para humanos é muito mais baixa, chegando a valores tão inferiores como 1 a 2 mg/kg para algumas formulações (EPA, 2003). Não há estudo identificado sobre a carcinogênese do produto (HUFF, 2001). Pesquisas, ainda em andamento, sobre a possível exposição de crianças ao produto, durante as atividades recreativas em decks de madeira e parques, com brinquedos de madeira tratados com CCA, mostraram que a contaminação por via oral foi a rota mais freqüente, em especial a atividade mão-boca, sendo considerada também a absorção cutânea. A maioria dos trabalhos considera a ingestão de arsênico do solo próximo a uma estrutura de madeira tratada, ainda com pouca relevância no aspecto toxicológico (HEMOND & SOLO-GABRIELE, 2004; BOYCE et al, 2005; KWON et al., 2004; STILWELL et al., 2003). Entretanto, foi enfatizado que a determinação exata da quantidade ingerida é muito difícil de ser avaliada, sendo necessários estudos posteriores. Eventuais riscos individuais como, por exemplo, a criança com pica (CID 10- F 98.3), podem ser muito relevantes. Devem ser observados os tempos de exposição diária, exposições concomitantes no parque e na residência, bem como a associação com clima quente e úmido (HEMOND & SOLO- GABRIELE, 2004). A madeira tratada com CCA nunca deve ser incinerada, pois os produtos químicos são liberados na fumaça e/ou nas cinzas. Não devem ser utilizadas serragem ou sobras destas madeiras tratadas para fins de compostagem. O Environmental Working Group (EWG) e o Healthy Building Network (HBN) entraram com um pedido ao Consumer Product Safety Commission (CPSC), em 22 de maio de 2001, pelo qual solicitavam uma imediata proibição do uso da madeira tratada com CCA em equipamentos de playground e uma revisão da segurança desta madeira para uso em geral. Os pedidos foram fundamentados com várias referências de trabalhos científicos. Em 12 de fevereiro 2002, a EPA anunciou uma decisão voluntária da indústria madeireira de retirar do mercado o CCA para as finalidades de tratamento de madeiras de uso residencial. No processo de revisão de registro de produtos químicos, preliminarmente, a EPA não emite conclusões finais visto que o estudo de revisão está em fase de obtenção e coleta informações junto ao público e consumidores, sobre exposição e risco, para elaboração de relatório definitivo. Quanto ao potencial de riscos para crianças expostas à madeira tratada com CCA, o estudo está sendo conduzido de maneira similar, porém, à parte do anterior. Foi estabelecido um potencial de risco para as crianças expostas em brinquedos, praças e decks de madeira tratados com CCA, e tornado público em 13 de novembro de 2003. Foi divulgado em painel cientifico em dezembro de 2003, disponível nas páginas da EPA (EPA, 2003) O processo de revisão do registro desse preservativo da madeira contendo arsênico e/ou cromo, em especial, no que concerne à exposição do trabalhador, está em desenvolvimento, envolvendo seis fases. Atualmente, encontra-se na fase três de abertura para comentários públicos, com lançamento do relatório preliminar de estabelecimento do risco. Durante a fase quatro, a EPA incorpora os comentários feitos na fase três e revisa o estabelecimento do risco. Na fase cinco, a EPA publica o documento de estabelecimento de risco revisado e discute as opções de minimização do risco e novamente solicita o comentário público. Finalmente, na fase seis, a agência publica o relatório final (EPA, 2004). Posição atual em diferentes paises do mundo A comissão européia baniu a comercialização da madeira tratada com CCA, para a grande maioria dos usos residenciais, a partir de 30 de junho de 2004. Entretanto, nenhum dos paises da comunidade européia proibiu ou retirou a madeira tratada que ainda se encontra em uso. As madeiras tratadas, que estiverem em uso, devem ser rotuladas com selo, a partir de janeiro de 2003. O seu emprego foi banido na Suíça, Indonésia e Vietnam. Restrições ao uso do CCA já existem em países como Alemanha, Bélgica, Luxemburgo, França, Portugal, Espanha, Itália, Grécia, Áustria, Reino Unido, Irlanda, Finlândia, Suécia, Dinamarca, Holanda, Japão. No Reino Unido, o uso é permitido com controles e pesquisas ambientais e ocupacionais. O Canadá está no mesmo processo de transição do uso que os Estados Unidos. Na Austrália e na Nova Zelândia, estão sendo revisados o registro e a rotulação com selo de advertência dos produtos que contem arsênico. Um estudo de revisão foi disponibilizado para consulta pública em 2004 (Public consultation on the use of arsenic in the preservation of wood, 2004). No Brasil, não há registro de restrição e/ ou proibição, no entanto, os resíduos originados no processo de preservação da madeira são classificados como perigosos por suas propriedades tóxicas. A presença de compostos com arsênico e cromo conferem ainda ao resíduo, características de periculosidade de acordo com a Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT, 2004). Conclusão Embora haja uma preocupação mundial sobre os efeitos adversos que possam ser causados pela madeira tratada com CCA, as pesquisas científicas ainda são inconclusivas sobre a exposição ao arsênico oriundo destas fontes causar risco significativo à saúde das pessoas expostas. A análise dos parâmetros envolvidos sugere a necessidade de mais estudos. Em relação aos efeitos biológicos dos produtos encontrados na formulação do CCA, em especial, ao arsênico, as pesquisas realizadas apresentam resultados muito variados. Considerando que não existem estudos epidemiológicos em humanos, comprobatóriosde doença Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 44 diretamente relacionada com o contato direto com a madeira tratada com CCA; que os níveis detectados são improváveis de causar efeitos agudos na saúde humana; que o conhecimento da toxicologia do arsênico e de suas conseqüências são suficientemente graves, existem plenas justificativas para a realização de estudos aprofundados e a união da comunidade científica no sentido de manter a integridade da saúde das pessoas expostas. A última atualização de pesquisa feita pelos autores, em julho de 2005, mostra que o EPA e The U.S. Consumer Product Safety Commission (CPSC) estão atualmente conduzindo um estudo sobre a efetividade dos seladores na prevenção da lixiviação do arsênico oriundo das madeiras tratadas com o CCA. Ambos os estudos visam a determinar se a aplicação, ou não, de diferentes tipos de seladores de madeira, nas madeiras tratadas com CCA, afetam a quantidade de resíduos de CCA, aos quais o indivíduo possa vir a ficar exposto. Os estudos preliminares indicam que, pelo menos no primeiro ano de uso, os seladores podem reduzir a disponibilidade de arsênico e a conseqüente exposição ao indivíduo (EPA, 2005b). Resumo O arseniato de cobre cromatado (CCA) consiste numa mistura química de três compostos presentes em praguicidas (cromo, cobre e arsênico) registrada como preservativo da madeira para prevenir o ataque por fungos e microorganismos. O CCA é injetado na madeira por um processo de alta pressão que visa a saturá-la com os componentes químicos. A madeira tratada com CCA é usualmente utilizada para postes de telefone, cercas, equipamentos de praças infantis, decks, passarelas, ancoradouros de barcos e construções residenciais. No presente trabalho, foi realizada uma revisão bibliográfica de artigos relativos à toxicologia do CCA, preservativo responsável pelo maior volume de madeira tratada no mundo. Foram incluídas informações relevantes no aspecto ocupacional e na saúde publica, em particular, no uso da madeira tratada em residências, parques e praças infantis e ambientes aquáticos de acesso ao público. Foi dado um enfoque maior ao arsênico, em relação ao cromo e ao cobre, o componente mais tóxico da formulação, por apresentar maior propriedade de lixiviação, a partir da madeira tratada com CCA, em relação ao cromo, o segundo componente em termos de toxicidade. Visando uma revisão da literatura mais abrangente, foram consultado diferentes bancos de dados nacionais e internacionais. No âmbito brasileiro, foi consultados a BIREME - Centro Latino-Americano e o Caribe em Informação em Ciências da Saúde, responsável pelo Scientific Library On Line (SCIELO) que reúne 114 publicações científicas brasileiras. A literatura internacional foi pesquisada pelo PubMed, serviço da Biblioteca Nacional Americana, que inclui o MEDLINE. Foram também acessados o portal de periódicos da Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior- CAPES, para consultas às publicações internacionais, e o Sistema Nacional de Informações Toxicológicas- SINITOX Unitermos: Exposição a substâncias químicas; preservativos de madeira; CCA; arsênico; toxicologia. Referências Bibliográficas ABNT (Associação Brasileira e Normas Técnicas). NBR 10004: Resíduos sólidos - Classificação. Rio de Janeiro, 2004. ABPM (Associação Brasileira dos Preservadores de Madeiras). 2004. Guia de preservativos de madeira - Boletim Técnico nº 28 - 1985. Disponível em: http:// www.abpm.com.br . Acesso em 15 out. 2004. ACGIH (American Conference of Government Industrial Hygienists). Cincinnati. TLVs and BEIs - Threshold Limit Values for Chemical Substances and Biological Exposure Indices. Cincinnati, U.S., 2001. Agarwal BN, Bray SH, Bercz P, Plotzker R, Labovitz E. Ineffectiveness of hemodialysis in copper sulphate poisoning. Nephron, 1965, 15:74-7. ATSDR (Agency for toxic substances and Disease Registry). Case Studies in Environmental Medicine. Chromium Toxicity. 2000a. Disponível em: http:// www.atsdr.cdc.gov/HEC/CSEM/chromium/ Acesso em 12 nov. 2004 ATSDR (Agency for toxic substances and Disease Registry). Toxicological Profile for Chromium. 2000b. Disponível em: http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp7.html Acesso em 20.out.2005 ATSDR (Agency for toxic substances and Disease Registry). Toxicological Profile for Arsenic. 2000c. Disponível em: http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp2.html Acesso em 29 out.2005. ATSDR (Agency for toxic substances and Disease Registry). Public Health Statement for Cooper- Draft for Public Comment. 2002. Disponível em: http:// www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/phs132.html. Acesso em 12 nov. 2004. Avudainayagam S, Megharaj M, Owens G, Kookana RS, Chittleborough D, Naidu R. Chemistry of chromium in soils with emphasis on tannery waste sites. Rev. Environ. Contam. Toxicol., 2003, 178: 53-91. AWPA (American Wood - Preservers Association). Florida Center for Solid & Hazardous Waste Management. 1996. Disponível em: http://www.awpa.com/. Acesso em 14 ou. 2004. Barillari CT. Durabilidade da madeira do gênero Pinus tratada com preservantes: avaliação em campo de apodrecimento. Piracicaba, São Paulo, 2002. [Dissertação de Mestrado: Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz]. Barra CM, Santelli RE, Abrao JJ Arsenic Speciation - A review. Quím. Nova. (online), 2000. ISSN 0100-4042. Disponível em: http://www.scielo.br/scielo. Acesso em 29 nov. 2004. Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 45 Basu A, Mahata J, Gupta S, Giri AK. Genetic toxicology of a paradoxical carcinogen, arsenic: a review. Mutat Res., 2001, 488:171-194. Bergholm J. Leakage of arsenic, copper and chromium from preserved wooden chips deposited in soil. An eleven year old field experiment. Rep. 166. Stockholm, Sweden: Swedish Wood Preservation Institute, 1992. Borak J, Cohen H, Hethmon TA. Copper exposure and metal fume fever: Lack of evidence for a causal relationship. Am. Ind. Hyg. Assoc. J., 2000, 61(6):832-836. Boyce CP, Beck BD, Dube EM, Lewandowski TA. Comment on "Children's exposure to arsenic from CCA- treated wooden decks and playground structures". Risk Anal., 2005, 25(1):1-5. Calil Junior C, Dias AA. Utilização da madeira em construções rurais. Rev. Bras. Eng. Agríc. Ambiental., 1997, 1:71-77. Cavalcante MS. Implantação e Desenvolvimento da Preservação de Madeiras no Brasil. Pesquisa e Desenvolvimento, 1983, 14:1-57. CDC-U.S.A (Centers For Disease Control And Prevention). Third National Report on Human Exposure to Environmental Chemicals. 2005. Disponível em: http:// www.cdc.gov/exposurereport/3rd/pdf/thirdreport.pdf- Acesso em 16.jan.2006 Chirenje T, Ma LQ, Clark C, Reeves M. Cu, Cr and As distribution in soils adjacent to pressure-treated decks, fences and poles. Environ. Pollut., 2003, 124(3):407-417. Chuttani HK, Gupta PS, Gulati S. Acute copper sulfate poisoning. Am. J. Med., 1965, 39:849-854. Cockcroft R. Timbers preservatives and methods of treatment. Timberlab Papers Princes Risborough Laboratory, 1971, 46:1-6. Coles DG, Ragaini RC, Ondov JM. Chemical studies of a stack fly ash from a coal-fired power plant. Environ. Sci. Technol, 1979, 13:455-459. Cooper PA, Ung YT. Effect of water repellents on leaching of CCA from treated fence and deck units. An update. Int. Res. Group on Wood Preserv. Doc., 1997, IRG/WP 97-50086. Costa AF. Secagem e Preservação de Madeiras - Aula de Preservação da Madeira. Disponível em: http:// www.unb.br/ft/efl/. Acesso em 20 nov. 2004. Dawson BSW, Parker GF, Cowan FJ, Hong SO. Inter- laboratory determination of copper, chromium, and arsenic in timber treated with wood preservative. Analyst., 1991, 116:339-346. Decker P, Cohen B, Butala JH, Gordon T. Exposure to wood dust and heavy metals in workers using CCA pressure- treated wood. AIHA J (Fairfax, Va), 2002, 63(2):166-71. EPA (US Environmental Protection Agency). Toxicological Review of Hexavalent Chromium. 1998. Disponível h t t p : / / w w w. b a n c c a . o r g / C C A _ R e f e r e n c e s / Toxological%20Profile%20for%20Chromium.Acesso em 20 out. 2004. EPA (US Environmental Protection Agency). A Probabilistic Risk Assessment for Children Who Contact CCA-Treated Play sets and Decks. Draft Preliminary Report. November 10, 2003. Disponível em http://www.epa.gov/scipoly/sap/ 2003/december3/shedsprobabalisticriskassessmentnov03.pdf EPA (US Environmental Protection Agency). Notice of Availability of the Preliminary Risk Assessment for Wood Preservatives Containing Arsenic and/or Chromium Reregistration Eligibility Decision. 2004. Disponível em: http://www.epa.gov/fedrgstr/EPA-PEST/ 2004/March/Day-17/p6007.htm. Acesso em 23 out.2004. EPA (US Environmental Protection Agency). C6 - Toxicological Profile for Arsenic. 2005a. Disponível em http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp2-c6.pdf Acesso em 21 set. 2005 EPA (US Environmental Protection Agency)2005. Evaluation of the Effectiveness of Coatings in Reducing Dislodgeable Arsenic, Chromium, and Copper from CCA Treated Wood. Interim Data Report Category II/ Sampling and Analysis EPA Report: EPA/600/R-05/050. 2005b. Disponível em http://www.epa.gov/oppad001/ reregistration/cca/sealant_study.pdf. Acesso em jul. 2005 European Commission of Environment. Heavy Metal In Waste. Final Report. 2002 http://www.environmental- center.com/articles/article1208/heavymetalsreport.pdf. Acesso em 21 out. 2005. Fleming CA Trevors JT. Copper toxicity and chemistry in the environment: a review. Water, Air, and Soil Pollut., 1989, 44:143-158. Gonçalves EA. Segurança e Medicina do Trabalho em 1200 perguntas e respostas. 3 ed. Editora LTR. São Paulo, 2000. Hegarty BM, Curran PMT. Biodeterioration and microdistribution of copper-chrome-arsenic (CCA) in wood submerged in Irish coastal waters. J. of the Instit. of Wood Sci., 1986, 10:245-253. Hemond HF, Solo-Gabriele HM. Children's Exposure to Arsenic from CCA - Treated Wooden Decks and Playground Structures. Risk Anal, 2004, 23(2):51-64. Hingston JA, Collins CD, Murphy RJ Lester JN. Leaching of Chromated Copper Arsenate Wood Preservatives: A Review. Environ. Pollut., 2001, 111:53-66. HSE (The Health and Safety Executi UK). Evaluation on: Review of copper chrome arsenic: use as an industrial wood preservative. York: Pesticides Safety Directorate, Department for Environment, Food and Rural Affairs. 2001. Disponível em: http://www.hse.gov.uk/org/h.htm . Acesso em 30 nov.2004. Huff J. Sawmill chemicals and carcinogenesis. Environ. Health Perspect., 2001, 109:209-212, 2001. Hursthouse A, Allan F, Rowley L, Smith FA. Pilot study of personal exposure to respirable and inhalable dust during the sanding and sawing of medium density fibreboard (MDF) and soft wood. In. J. Environ. Health Res., 2004, 14(4):323-6. IARC (International Agency For Research On Cancer). Monographs, Supplement 7, p.100, 1987. Jensen GE, Olsen ILB. Occupational exposure to inorganic arsenic in wood workers and taxidermists-air sampling and biological monitoring. J. Environ. Sci. Health., 1995, 30(4):921-938. Appel, J.S.L./Revista Brasileira de Toxicologia 19, n.1 (2006) 46 Jensen GE, Hansen ML. Occupational arsenic exposure and glycosylated haemoglobin. Analyst., 1998, 123(1):77-80. Kim JJ, Kim GH. Leaching of CCA components from treated wood under acidic conditions. IRG/WP/93- 50004. Stockholm, Sweden: International Research Group, 1993. Kwon E, Zang H, Wang Z, Jhangri GS, Lu X., Fok N, et al. Arsenic on the hands of children after playing in playgrounds. Environ Health Perspect., 2004, 112(14):1375-80, 2004. Lebow ST, Lebow PK, Foster DO. Environmental impact of preservative treated wood in a wetland boardwalk. Part I. Leaching and environmental accumulation of preservative elements. Res. Pap. FPL-RP-582. Madison, WI: U.S. Department of Agriculture, Forest Service, Forest Products Laboratory. 126 p., 2000. Lebow ST, Lebow PK, Foster D. Rate of CCA leaching from commercially treated decking. Forest Prod. J., 2004, 54(2):81-88. Lepage ES. Preservativos e sistemas preservativos. In: Lepage, ES (Coord.) Manual de Preservação de Madeiras. São Paulo: IPT; SICCT. v.1, n.6, p.279-330, 1986. Disponível em http://www.lwr.kth.se/Personal/ personer/ bhattacharya prosun/Enrev993)ABM PB.pdf . Acesso em 12 jul. 2004. Matos AT, Fontes MPF, Jordão CP, Costa LM. Mobilidade e formas de retenção de metais pesados em Latossolo Vermelho-Amarelo. Rev. Bras. Ciên. Solo., 1996, 20:379-386. Matschullat J. Arsenic in the geosphere-A review. Sci. Total Environ., 2000, 49(1-3):297-312. Mirlean N, Andrus VE, Baisch P, Griep G, Casartelli MR. Arsenic pollution in Patos Lagoon estuarine sediments, Brazil. Mar Pollut. Bull., 2003, 46(11):1480-4. Miscetti G, Garofani P, Bodo P, Ballerani A, Luciani G, Mazzanti M, et al. Exposure to wood dust in a group of carpentry craftsmen in secondary wood processing. Med. Lav., 1998, 89(6): 514-23. Moreira CS. Adsorção competitiva de cádmio, cobre, níquel e zinco em solos. Piracicaba, São Paulo, 2004. [Dissertação de Mestrado: Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz]. Newell AD, Sanders JG. Relative copper binding capacities of dissolved organic compounds in a coastal-plain estuary. Environ. Sci. and Tech., 1986, 20:817-821. Nygren O, Nilsson CA, Lindahl R. Occupational exposure to chromium, copper and arsenic during work with impregnated wood in joinery shops. Ann. Occup. Hyg., 1992, 36(5):509-17. Pedrozo MFM. In: Azevedo FA, Chasin AAM, ed . Atheneu, 2003. São Paulo, p.143-185. Pellizzon RF, Poblacion D, Goldenberg S. Pesquisa na área da saúde: seleção das principais fontes para acesso à literatura científica. Acta Cir. Bras., 2003, 18(6):493-496. Pizzi A. The chemistry and kinetic behaviour of Cu-Cr-As/ B wood preservatives. II. Fixation of the Cu/Cr system on wood. III. Fixation of a Cr/AS system on wood. IV. Fixation of CCA to wood. Jour. of Polym. Sci..Chem., 1982, 20:707-764. Public consultation on the use of arsenic in the preservation of wood. Disponível em: http://europa.eu.int/comm/ enterprise/chemicals/legislation/markrestr/arsenic/ contributions.htm. Acesso em 25 nov. 2004. Read D. Report on Copper, Chromium and Arsenic (CCA) Treated Timber. 2003. Disponível em: http:// www.ermanz.govt.nz/resources/publications/pdfs/cca- report.pdf. Acesso em 21 outb. 2005. Rouse JV, Pyrih RZ. In place clean-up of heavy metal contamination of soil and ground water at wood preservation sites. In: Proceedings, American Wood Preservers' Association., 1990, 86:215-220. Sakuma AM, De Capitani EM, Tiglea P. Arsênico. In: Azevedo FA, Chasin AAM, ed . Atheneu, 2003. São Paulo, p.203-238. Saleh FY, Parkerton TF, Lewis RV, Huang JH, Dickson. Kinetics of chromium transformations in the environment. Sci. Total Environ., 1989, 86(1-2):25-41. Sanders JG, Windom HL. The uptake and reduction of arsenic species by marine algae. Estuar. and Coastal Marine Sci., 1980, 10:555-567. Schmitt HW, Sticher H. Long-term trend analysis of heavy metal content and translocation in soils. Geoderma.1986, 38:195-207. Shen J, Wanibuchi H, Salim EI, Wei M, Kinoshita , Yoshida K, et al. Liver tumorigenicity of trimethylarsine oxide in male Fischer 344 rats--association with oxidative DNA damage and enhanced cell proliferation Carcinogenesis., 2003, 24(11):1827-1835. Silva CS, Pedrozo MFM. Ecotoxicologia do Cromo e seus compostos. v.5. 99 p.1.ed. Editora NEAMA. Salvador: CRA, 2001. Silva CS, Azevedo FA, Chasin AAM.Cromo. In: Azevedo FA, Chasin AAM, ed. Atheneu, 2003. São Paulo, p.35-65. Solo-Gabriele HM, Townsend T, Kormienko M, Stook K, Tolaymat T, Gary K. Alternative Chemicals and Improved Disposal-End Management Practices for CCA-Treated Wood, Report# 00-03. Florida Center for Solid and Hazardous Waste Management, Gainesville, FL, 2000. Song J, Dubey B, Jang YC, Townsend T, Solo-Gabriele H. Implication of chromium speciation on disposal of discarded CCA-treated wood. J Hazard Mater. 2006 Feb 6;128(2-3):280-8. Stilwell DE, Gorny KD. Contamination of soil with copper, chromium and arsenic under decks built from pressure treated wood. Bull. Environ. Contam. and
Compartilhar