BIODIVERSIDADE ACREANA

Tendência da mortalidade por neoplasias malignas selecionadas em Rio Branco, Acre, Brasil, 1980-2006

2011-07-13T06:10:00.002-04:00

Cancer mortality trends in Rio Branco, Acre State, Brazil, 1980-2006

Cadernos de Saúde Pública vol.27 no.6 Rio de Janeiro June 2011

ARTIGO ARTICLE

Juliano de Pádua Nakashima^I; Sérgio Koifman^II; Rosalina Jorge Koifman^II

^IPrograma de Mestrado em Saúde Coletiva, Universidade Federal do Acre, Rio Branco, Brasil
^IIEscola Nacional de Saúde Pública Sergio Arouca, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, Brasil

Correspondência

RESUMO

A distribuição temporal da incidência e mortalidade por câncer na Amazônia Ocidental é desconhecida. As tendências das taxas de mortalidade por câncer ajustadas por idade nas localizações anatômicas apresentando maior magnitude entre 1980-2006 em Rio Branco, Acre, Brasil, foram modelizadas por meio de regressão linear. A tendência temporal da mortalidade por câncer em homens revelou padrão de crescimento não constante, e estabilidade em mulheres. Ao final da série, as taxas mais elevadas em mulheres foram, em ordem decrescente, colo uterino, pulmão, fígado e vias biliares intra-hepáticas, estômago e mama. No sexo masculino, foram pulmão, próstata, fígado e vias biliares intra-hepáticas, estômago e esôfago. O padrão observado revela elevação na mortalidade por câncer de mama e pulmão em mulheres, declínio de câncer de colo uterino, pulmão em homens, e estômago em ambos os sexos. A elevada mortalidade por câncer de fígado merece destaque em decorrência das elevadas taxas de infecção pelo vírus da hepatite B e C no Acre.

Neoplasias; Mortalidade; Distribuição Temporal

ABSTRACT

Time trends in cancer incidence and mortality in the Western Amazon remain unknown. This study explored age-standardized cancer mortality rates according to anatomical site in Rio Branco, Acre State, Brazil, by constructing linear regression time trend models. Cancer mortality showed an increasing but inconstant trend in men and stability in women. At the end of the time series, the highest cancer rates among women were for the cervix, lung, liver and intrahepatic biliary tract, stomach, and breast. Among men, the highest rates were for cancer of the lung, prostate, liver and intra-hepatic biliary tract, stomach, and esophagus. The study showed an increasing mortality time trend for cancer of the prostate, breast, and lung and declining mortality rates for cervical cancer in women, lung cancer in men, and stomach cancer in both sexes. The high mortality rate from liver cancer merits attention, considering the high hepatitis B and C infection rates in the State of Acre.

Neoplasms; Mortality; Temporal Distribution

Introdução

As informações sobre a mortalidade têm sido a principal fonte para a compreensão do perfil epidemiológico das populações ¹. A taxa de mortalidade por câncer estima o risco de morte por neoplasias malignas e dimensiona a sua magnitude como problema de saúde pública ².

No Brasil, os dados sobre mortalidade são regularmente obtidos no Sistema de Informações sobre Mortalidade (SIM), sistema gerido pelo Departamento de Análise de Situação de Saúde, da Secretaria de Vigilância em Saúde, em conjunto com as secretarias estaduais e municipais de saúde. O documento oficial do SIM é a Declaração de Óbito (DO) ³.

Na década de 1980, o câncer era a quinta causa de morte na população brasileira, sendo responsável por 10% dos óbitos no país ⁴. A taxa de mortalidade correspondia a 117,5 óbitos por 100 mil habitantes no sexo masculino, e a 90,7 por 100 mil no sexo feminino ⁵. Em 2000, as neoplasias malignas passaram a figurar como a terceira causa mais comum de óbito na população geral ⁴, com taxas de mortalidade de 235,8 por 100 mil homens e de 187,5 por 100 mil mulheres ⁵. Em 2007, o câncer tornou-se a segunda causa de óbito mais frequente, correspondendo a 15,4%, do total de óbitos, atrás apenas das doenças do aparelho circulatório (29,4% do total de óbitos) (Departamento de Informática do SUS. Indicadores de mortalidade: C.4 mortalidade proporcional por grupos de causas. http://tabnet.datasus.gov.br/cgi/tabcgi.exe?idb2009/c04.def, acessado em 23/Fev/2010).

De acordo com o Instituto Nacional de Câncer (INCA. Atlas de mortalidade por câncer no Brasil. http://mortalidade.inca.gov.br/index.jsp, acessado em 23/Fev/2010), a distribuição das taxas de mortalidade por câncer ajustadas por idade, no período de 1980 a 2006, variou no sexo masculino entre os seguintes valores: 133,3/100 mil em Belém (Pará); 149,0/100 mil em São Paulo; 113,5/100 mil em Fortaleza (Ceará); 121,0/100 mil em Goiânia (Goiás); e de 189,1/100 mil em Porto Alegre (Rio Grande do Sul). No sexo feminino, as taxas foram de 94,1/100 mil em Belém; 96,5/100 mil em São Paulo; 83,5/100 mil em Fortaleza; 86,8/100 mil em Goiânia e de 113,0/100 mil em Porto Alegre.

A investigação da tendência histórica de eventos relacionados à saúde, dentre eles a mortalidade por câncer, possibilita uma avaliação mais adequada das medidas de controle dos agravos à saúde. A distribuição temporal da incidência e mortalidade por câncer na Amazônia Ocidental é desconhecida, e o objetivo deste estudo foi analisar a tendência temporal da mortalidade por neoplasias malignas em localizações anatômicas selecionadas (mama, colo uterino, próstata, pulmão, estomago, cólon, reto, fígado e vias biliares) em residentes em Rio Branco (Acre).

Material e métodos

Foi realizado um estudo de séries temporais da mortalidade por neoplasias malignas na cidade de Rio Branco, durante o período de 1980 a 2006. Os dados de mortalidade foram obtidos no SIM do Departamento de Informática do SUS (DATASUS; http://www.datasus.gov.br), sendo selecionados todos os óbitos em residentes na cidade de Rio Branco ocorridos no período de 1980 a 2006 e cuja causa básica declarada incluiu a menção a neoplasias que apresentam as maiores taxas de mortalidade em Rio Branco: colo uterino, estômago, traqueia, brônquios e pulmão, próstata, mama, cólon, reto, fígado e vias biliares. O SIM utilizou a 9ª revisão da Classificação Internacional de Doenças (CID-9) ⁶para codificar os óbitos ocorridos de 1980 a 1995 e a 10ª revisão (CID-10) ⁷, a partir de 1996.

Realizamos uma análise preliminar da mortalidade segundo idade e ano do óbito para todas as neoplasias malignas (exceto pele) e posteriormente para as localizações anatômicas com maiores taxa de mortalidade, a saber: colo uterino e porção não especificada (C53 e C55), estômago (C16), traqueia, brônquios e pulmão (C33 e C34), próstata (C61), mama (C50), e fígado e vias biliares intra-hepáticas (C22).

As estimativas da população residente no município, segundo faixa etária tanto censitárias (1991, 1996, 2000) quanto intercensitárias (1979 a 2005) utilizadas como denominadores para os cálculos das taxas de mortalidade foram obtidas no DATASUS e fornecidas pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE). As populações foram classificadas segundo sexo e faixa etária (menor que 20 anos, 20-29 anos, 30-39 anos, 40-49 anos, 50-59 anos, 60-69 anos e 70 anos ou mais) (DATASUS. Dados de população. http://www.datasus.gov.br, acessado em 23/Fev/2010).

Inicialmente, foram calculadas as taxas brutas de mortalidade pela razão entre o número de óbitos por uma dada neoplasia maligna e a população estimada na data de 1º de julho em cada ano da série, sendo apresentadas por 100 mil habitantes. Em seguida, as taxas brutas de mortalidade foram padronizadas por idade pelo método direto, sendo utilizada como padrão a população mundial proposta por Segi ⁸ e modificada por Doll et al. ⁹.

As taxas calculadas foram utilizadas na análise da tendência da mortalidade pelas diferentes neoplasias, através da estimativa de modelos de regressão. Para o processo de modelização, as taxas padronizadas de mortalidade, por cada localização de neoplasia (y) foram consideradas como variável dependente e, como variável independente (x), os anos do período de estudo.

O primeiro modelo testado foi o de regressão linear simples (y = β₀ + β₁x) e, a seguir, os modelos de segundo (y = β₀ + β₁x + β₂x²) e terceiro graus (y = β₀ + β₁x + β₂x² + β₃x³). Calculou-se o coeficiente de determinação (R²), como uma medida da magnitude da variância da variável dependente analisada sendo explicada pela variância da variável preditora ano. Considerou-se como modelo mais adequado aquele apresentando maior significância estatística, sendo definido que, caso mais de um modelo se mostrasse semelhante sob o ponto de vista estatístico, seria escolhido o mais simples. Os modelos com valor de "p" igual ou menor a 0,05 foram considerados estatisticamente significativos.

Para se reduzir a correlação seriada entre os termos da equação de regressão, realizou-se a centralização da variável "ano" pelo ponto médio da série histórica. Portanto, para o período compreendido entre 1982 e 2004, o termo (X-1993) representa a variável centralizada. Para suavizar a série histórica, em função da oscilação dos pontos, proveniente do pequeno número de casos em determinados estratos, calculou-se a média móvel centrada em cinco termos. Nesse processo, o coeficiente alisado do ano i (Y_ai) correspondeu à média aritmética dos coeficientes dos dois anos anteriores (i-2), do próprio ano (i) e dos dois anos seguintes (i + 2), correspondeu à fórmula:

Utilizamos o programa Joinpoint, versão 3.4 (Statistical Research and Applications Branch, National Cancer Institute, Estados Unidos), fornecido pelo Instituto Nacional de Câncer Norte Americano para o cálculo da variação anual da mortalidade no período de 1980 a 2006 ¹⁰. O programa executa uma regressão linear segmentada (jointpont regression) para estimar a variação anual percentual e identificar pontos em que há modificação da tendência. Foram ajustados sucessivamente modelos em que se assumiu um número diferente de "pontos" de modificação de tendência, desde 0 (caso em que a tendência é representada por um único segmento de reta) até 4. O modelo escolhido foi aquele com o maior número de pontos, em que se manteve a significância estatística (p < 0,05).

A partir da inclinação estimada para cada segmento de reta (coeficiente de regressão) foi calculada a variação anual em porcentagem e sua significância estatística, estimada pelo método dos mínimos quadrados por um modelo linear generalizado, assumindo que as taxas seguem uma distribuição de Poisson.

O câncer de traqueia, brônquios e pulmão apresentou incompatibilidade entre a CID-9 e a CID-10. Essas três localizações eram codificadas na CID-9 como 162, ocorrendo na CID-10 sua separação em neoplasias da traqueia (C33) e em brônquios e pulmão (C34). Neste trabalho, optou-se por analisar conjuntamente as três localizações (C33 + C34).

Também foi encontrada incompatibilidade das CID em relação ao câncer de mama. Na CID-9 a localização anatômica da mama era dividida nos códigos 174 e 175, câncer de mama no sexo feminino e masculino, respectivamente, enquanto que na CID-10, ambos os sexos foram incluídos sob o código C50. Como neste trabalho analisou somente câncer de mama no sexo feminino, a incompatibilidade não resultou em viés. A Tabela 1 apresenta a correspondência entre a CID-9 e a CID-10 segundo a localização anatômica primária do tumor (sítios selecionados no estudo).

Para cada segmento de reta, com inclinação estimada, foram calculados os limites do intervalo de 95% de confiança (IC95%).

Resultados

Os resultados da análise de tendência encontram-se na Tabela 2 e os resultados da análise da variação anual em porcentagem encontram-se na Tabela 3.

A taxa de mortalidade por câncer ajustada (todas as localizações anatômicas) no sexo masculino apresentou tendência de crescimento não constante (Figura 1). Entretanto, mais recentemente, entre 1996 e 2004, as taxas apresentaram crescimento constante, com variação anual percentual de 3,3. A taxa de mortalidade ajustada por idade aumentou de 75/100 mil para de 97,2/100 mil homens nesse período. No sexo feminino, a análise da tendência mostrou estabilidade das taxas no período estudado, e a taxa de mortalidade ajustada por idade foi de 82,2/100 mil mulheres em 2004 (Figura 2).

Em relação ao câncer de colo uterino, o modelo que melhor representou o comportamento da tendência foi o de segundo grau. A mortalidade pela neoplasia apresentou tendência decrescente e não constante. Entre os anos de 1994 e 2000, observamos diminuição acentuada na taxa, com variação anual percentual negativa de 10,7. Após esse período, a taxa se estabilizou em aproximadamente 11 mortes por 100 mil mulheres.

Foi encontrada tendência decrescente, constante e estatisticamente significante (modelo linear) das taxas de mortalidade por câncer gástrico no sexo masculino. A taxa apresentou variação anual percentual negativa de -3,4. A taxa que correspondia a 19,5/100 mil em 1982 reduziu para 8,4/100 mil em 2004. No sexo feminino, constatamos tendência decrescente, porém não constante. A diminuição na taxa de mortalidade ocorreu particularmente no período entre 1982 e 1988 (variação anual percentual de -6) e entre 1995 e 1998 (variação anual percentual de -10,6), decaindo a taxa de 10,3/100 mil em 1982 para 6,5/100 mil em 2004.

O câncer de traqueia, brônquios e pulmão no sexo masculino apresentou, tendência decrescente, não constante, durante o período estudado. O modelo que melhor representou o comportamento da tendência da mortalidade pela neoplasia foi o de segunda ordem. As taxas declinaram de 17,2 óbitos por 100 mil em 1985 para 9,3/100 mil em 2002, com variação anual percentual negativa de 2,8. Após 2002, houve nova variação das taxas que chegaram em 2004 ao valor de 12,6/100 mil. No sexo feminino, as taxas mantiveram-se relativamente estáveis durante o período entre 1982 e 1984, oscilando entre 3,7 óbitos por 100 mil e 4,9/100 mil. Entretanto, nos anos mais recentes, verificamos crescimento significativo da taxa que em 1989 correspondia a 3,2 óbitos por 100 mil e elevou-se para 7,6/100 mil em 1996 (variação anual percentual de 14). Após tal período, a taxa manteve tendência de crescimento, contudo menos acentuada (variação anual percentual de 2,1), atingindo em 2004 o valor de 10,4/100 mil.

A taxa padronizada de mortalidade por câncer de próstata apresentou aumento significativo no período estudado, mas não constante. Foi observada grande oscilação nas taxas durante o período estudado, sendo a tendência de crescimento evidente após 1988, ano a partir do qual a taxa apresentou variação anual percentual de 3,3, atingindo em 2004 o valor de 12,1 óbitos por 100 mil homens.

Ocorreu tendência a aumento estatisticamente significativo nas taxas padronizadas de mortalidade por câncer da mama. A tendência, todavia, não foi constante, e o modelo que melhor representou seu comportamento foi o de segundo grau. Após o ano de 1993, a taxa que apresentava valor de 2,9/100 mil revelou crescimento acentuado com variação anual percentual de 5,5, chegando em 2004 a 6,4 óbitos por 100 mil mulheres.

As taxas de mortalidade por neoplasia maligna de fígado e vias biliares intra-hepáticas tanto no sexo masculino, quanto no sexo feminino, apresentaram grande flutuação no período estudado, sugerindo estabilidade das distribuições. As taxas oscilaram de 8,8 a 14,1/100 mil no sexo masculino e de 3,6 e 8,4 no sexo feminino. Nos anos mais recentes, período entre 2002 e 2006, as taxas foram de 11,7 no sexo masculino e de 6,7/100 mil no sexo feminino.

As taxas padronizadas de mortalidade por câncer do esôfago permaneceram estáveis durante o período estudado no sexo masculino. Foi observado aumento acentuado das taxas no período de 1982 a 1987. Após esse período, até o ano de 1997, as taxas declinaram menos intensamente, atingindo patamares apresentados no início da série. Mais recentemente, no período entre 2002 e 2006, a mortalidade pela neoplasia apresentou taxa padronizada de 1,9/100 mil.

Discussão

Um aspecto relevante a ser considerado em estudos de tendência da mortalidade, como aqui apresentado em relação às neoplasias, diz respeito à qualidade dos dados de mortalidade ao longo do tempo. Cabe destacar que de acordo com as informações disponibilizadas pelo DATASUS, a distribuição de causas mal definidas de óbito em Rio Branco manteve-se estável e em um patamar elevado durante todo o período de estudo: 21% em 1980, 26,6% em 1985, 24,1% em 1990, 21,8% em 1995, e 22,4% em 2000 e 2004. Dessa maneira, as conclusões em estudos de séries temporais de mortalidade naquele município no período aqui analisado devem ser tomadas com cautela, em virtude das limitações inerentes na consistência dos dados de mortalidade.

Uma vez ressaltadas tais considerações, foi possível observar no presente estudo que a mortalidade por câncer (todas as localizações anatômicas) em Rio Branco apresentou tendência de crescimento não constante no sexo masculino e de estabilidade no sexo feminino. Um estudo que avaliou a tendência temporal da mortalidade por câncer no período compreendido entre 1980 e 1995, mostrou que as taxas de mortalidade apresentaram variação percentual de -0,3% nos homens, diminuindo de 62,5/100 mil para 62,3/100 mil e de -4,8% nas mulheres, reduzindo de 52,5/100 mil para 50,1/100 mil ¹¹. Desde a década de 1970, uma queda constante e sistemática da mortalidade por câncer do colo do útero vem sendo encontrada na maioria dos países latino-americanos, especialmente em mulheres de meia idade ¹². No Brasil, no período de 1981 a 2006, somente a Região Sul mostrou aumento no risco de morte por câncer do colo do útero. As demais regiões do país apresentaram tendência de estabilização ou de queda no risco de morte pela neoplasia ⁴.

Algumas hipóteses podem ser levantadas para a tendência decrescente observada na mortalidade por câncer de colo uterino em Rio Branco. A redução poderia estar refletindo modificações decorrentes da melhoria no acesso aos serviços de saúde, indicando adesão aos programas de prevenção, e de que o diagnóstico precoce de lesões intraepiteliais cervicais e seu tratamento têm sido mais efetivos.

A queda da mortalidade por câncer de estômago é um fenômeno verificado mundialmente. A queda pode ser parcialmente decorrente de uma diminuição na incidência, uma vez que o tratamento específico não evoluiu significativamente nos últimos anos ¹³, e também da modificação de hábitos alimentares, como o maior consumo de frutas e verduras frescas decorrente da disponibilidade de geladeiras. O câncer gástrico apresentou no presente estudo tendência de decréscimo em Rio Branco, em ambos os sexos. A tendência de declínio observada provavelmente permanecerá por mais alguns anos (modelos linear no sexo masculino e de segundo grau no feminino) e talvez decorra de alterações na exposição aos fatores de risco, como por exemplo, a introdução da refrigeração elétrica e outras formas de conservação dos alimentos, o melhoramento do saneamento básico e a modificação no hábito alimentar (aumento da ingestão de frutas, legumes e verduras, redução do uso do sal) ¹⁴. A Região Norte também apresentou tendência de decréscimo. No Estado do Pará, no período de 1980 a 1997, foi verificada diminuição da tendência em ambos os sexos, porém mais acentuada nos homens ¹⁵.

A Região Norte do país vem apresentando, desde 1979, tendência de aumento na mortalidade por câncer de pulmão em ambos os sexos, entretanto é mais acentuada no sexo feminino ¹⁶. Os achados do presente estudo indicam que Rio Branco apresenta tendência de decréscimo no sexo masculino e de crescimento no sexo feminino. Esse achado é compatível com a literatura nacional ¹⁵ e internacional ^17,18,19 e pode ser explicado pela associação entre o câncer de pulmão e a prevalência do tabagismo ²⁰. Como o tabagismo é o principal fator de risco para o câncer de pulmão ²¹, a tendência atual da mortalidade pela neoplasia reflete o hábito de fumar das gerações passadas ²². Assim, a tendência decrescente observada no sexo masculino reflete provavelmente um declínio no tabagismo ocorrido há pelo menos 20/30 anos, e a tendência aumento na taxa de mortalidade no sexo feminino seria o resultado do aumento do tabagismo ocorrido entre as mulheres nas décadas de 1960 e 1970. Adicionalmente, alguns fatores ocupacionais, ambientais e dietéticos também podem ter exercido alguma influência sobre a tendência favorável nos homens ²³.

O câncer de próstata apresentou tendência de crescimento não constante em Rio Branco. Também foi encontrada tendência de crescimento na mortalidade pela neoplasia na Região Norte. A taxa de mortalidade pela neoplasia registrou aumento de 3,1/100 mil em 1980 para 6,4/100 mil em 1995 ¹¹. Da mesma forma, também se verificou aumento das taxas de mortalidade por câncer de próstata no Estado de São Paulo, no período de 1970 a 1992 ²⁴, e no Rio Grande do Sul, no período de 1979 a 1995 ²⁵. Como hipótese explicativa para esses resultados, é importante destacar que a expansão e a melhoria das técnicas de diagnóstico precoce, como o rastreamento pela dosagem sérica do antígeno prostático específico (PSA), podem ter conduzido a uma maior precocidade na detecção desta neoplasia maligna, que outrora poderia permanecer não diagnosticada ²⁶. Além disso, é importante considerar que a maior longevidade e controle das demais doenças crônico-degenerativas, como a hipertensão e o diabetes, por exemplo, contribuem para a maior exposição ao risco de desenvolver e morrer por câncer de próstata.

Foi observada tendência de aumento nas taxas de mortalidade por câncer de mama em Rio Branco. Na Região Norte também se encontrou tendência de aumento da mortalidade pela neoplasia. No período entre 1980 e 1995, houve variação de 37,5% na taxa padronizada de mortalidade pela neoplasia que aumentou de 3,2 óbitos por 100 mil mulheres para 4,4/100 mil mulheres ¹¹. No Estado de São Paulo, no período de 1970 a 1992, foi observado aumento de 19,7% nos coeficientes de mortalidade pela neoplasia, salientando que esta era a principal causa de morte por câncer em mulheres paulistas ²⁵. Na Região Sul do país, no período de 1980 a 2002, observou-se crescimento das taxas de mortalidade por câncer de mama nos três estados da região ²⁷. O aumento verificado em Rio Branco pode estar relacionado ao envelhecimento populacional. A exposição a substâncias químicas, entre as quais o uso de hormônios exógenos, pesticidas, entre outros, bem como o aumento da prevalência da obesidade ²⁸ e fatores dietéticos ²⁹, podem também ter desempenhado um papel na recente tendência ascendente da mortalidade por câncer de mama. A ausência de um programa de rastreamento que atinja toda a população feminina suscetível, associada à precária assistência terapêutica prestada, provavelmente contribui para que a tendência na mortalidade permaneça crescente por alguns anos.

O câncer de fígado e vias biliares intra-hepáticas representou, em 2004, a terceira causa mais frequente de óbito por câncer em ambos os sexos. A infecção pelos vírus da hepatite B e C, um dos fatores etiológicos mais importantes para o hepatocarcinoma ³⁰, é endêmica na região ³¹. Segundo dados do Ministério da Saúde, em 2005, as taxas de mortalidade por hepatites virais B e C no Acre foram as maiores do Brasil ³². Esse achado pode explicar a magnitude das taxas de mortalidade pela neoplasia no município. Entretanto, o registro de óbitos por câncer metastático para o fígado e notificados como o câncer primário do órgão, também justificaria a observação de taxas de mortalidade tão elevadas.

Os resultados apresentados neste estudo apresentam algumas limitações a serem destacadas. Inicialmente, deve-se tomar em consideração que a atenção prestada aos pacientes com câncer durante o período de estudo deste trabalho era majoritariamente realizada fora do Estado do Acre. O Hospital de Câncer de Rio Branco iniciou suas atividades em 2007, e até então a maioria dos pacientes era encaminhada para tratamento em outros estados. Assim, embora a informação sobre o município de residência seja disponibilizada nos dados de mortalidade do DATASUS, é possível supor que as informações sobre a casuística de óbitos, e consequentemente as taxas de mortalidade por câncer na série analisada nesta investigação, possam estar subestimadas ao longo de todo o período analisado.

Por outro lado, a investigação apresenta alguns pontos fortes. Trata-se do primeiro estudo realizado de forma abrangente que avalia a magnitude das tendências da mortalidade por câncer em Rio Branco, e dessa maneira, retrata uma parcela do quadro epidemiológico da mortalidade por câncer na Amazônia Ocidental.

Por tal razão, considerando-se a inexistência de registros de câncer de base populacional em toda aquela região, as tendências descritas do padrão de mortalidade por câncer neste trabalho poderão vir a contribuir para a discussão do quadro epidemiológico regional atual das neoplasias e o estabelecimento de políticas públicas para seu diagnóstico precoce e controle.

Conclusões

As informações da mortalidade por câncer analisadas na população residente de Rio Branco, são sugestivas de que seu padrão de distribuição durante o período 1980 a 2006 guarda, em seu conjunto, características similares com as tendências descritas nas populações das demais regiões do país. Entre estas, cabe destacar as tendências observadas quanto à elevação na mortalidade por câncer de próstata, de câncer de mama e de pulmão em mulheres, bem como o declínio na mortalidade pelas neoplasias de colo uterino, de câncer de pulmão em homens, e de câncer de estômago em ambos os sexos. Por outro lado, e de forma distinta do observado em outras regiões, foi constatada uma alta mortalidade por câncer de fígado e vias biliares intra-hepáticas, representando a terceira maior causa de morte por câncer em ambos os sexos.

Colaboradores

J. P. Nakashima, S. Koifman e R. J. Koifman participaram da concepção, redação, revisão e aprovação final do estudo.

Agradecimentos

A realização desta investigação foi parcialmente apoiada pela Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) através da Associação Temporária estabelecida entre a Universidade Federal do Acre (Mestrado em Saúde Coletiva) e a Escola Nacional de Saúde Pública Sergio Arouca, Fundação Oswaldo Cruz (Programa de Pós-graduação em Saúde Pública e Meio Ambiente). R. J. Koifman e S. Koifman desenvolvem atividades de pesquisa apoiadas pelo Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) e Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado do Rio de Janeiro (FAPERJ).

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Correspondência:
S. Koifman
Escola Nacional de Saúde Pública Sergio Arouca, Fundação Oswaldo Cruz.
Rua Leopoldo Bulhões 1480, Rio de Janeiro, RJ 21041-210, Brasil.
koifman@ensp.fiocruz.br

Recebido em 18/Nov/2010
Versão final reapresentada em 20/Mar/2011
Aprovado em 07/Abr/2011

ESTIMATIVA DE ÁREA DE VEGETAÇÃO SECUNDÁRIA NA AMAZÔNIA LEGAL BRASILEIRA

2010-07-31T09:04:00.001-04:00

Revista Acta Amazônia 40(2) 2010: 289 - 302

Cláudio Aparecido ALMEIDA¹, Dalton Morisson VALERIANO², Maria Isabel Sobral ESCADA³, Camilo Daleles RENNÓ⁴

¹ Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais – INPE, E-mail: claudio@dsr.inpe.br

² Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais – INPE, E-mail: dalton@dsr.inpe.br

³ Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais – INPE, E-mail: isabel@dpi.inpe.br

⁴ Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais - INPE, E-mail: camilo@dpi.inpe.br

RESUMO

A vegetação secundária tem funções relevantes para os ecossistemas, tais como a fixação de carbono atmosférico, a manutenção da biodiversidade, o estabelecimento da conectividade entre remanescentes florestais, manutenção dos regime hidrológico e a recuperação da fertilidade do solo. O objetivo deste trabalho é, através de uma abordagem amostral, estimar a área ocupada por vegetação secundária na Amazônia Legal Brasileira (AML) em 2006. A amostragem se baseia em uma abordagem estratificada pelo grau de desflorestamento das cenas LANDSAT-TM que recobrem a AML. Foram selecionadas 26 cenas para o ano de 2006, distribuídas em sete estratos conforme o percentual de desflorestamento, nas quais foram mapeadas as áreas de vegetação secundária a partir de técnicas de classificação de imagens. Foi desenvolvido um modelo multivariado de regressão para estimar a área de vegetação secundária utilizando como variáveis independentes a área de desflorestamento, a área de hidrografia, a estrutura agrária, e área das unidades de conservação. A análise de regressão encontrou um R2 ajustado de 0,84 , e coeficientes positivos para a proporção de hidrografia na imagem (2,055) e para a estrutura agrária (0,197), e coeficientes negativos para o grau de desflorestamento na imagem (-0,232) e para a proporção de Unidades de Conservação na imagem (-0,262). O modelo de regressão estimou uma área de 131.873 km² de vegetação secundária para o ano de 2006. Aplicando uma simulação Monte Carlo foi estimada uma incerteza de aproximadamente 12.445 km² para a área.

PALAVRAS-CHAVE: Vegetação Secundária, Sensoriamento Remoto, Modelos Estatísticos, Dinâmica de uso e cobertura da terra

ABSTRACT

Secondary vegetation has many relevant functions to the ecosystems such as atmospheric carbon fixation , maintenance of biodiversity, establishment of connectivity among forest remnants, maintenance of hydrological regime, and restoration of soil fertility. The objective of this work is to estimate the area occupied by secondary vegetation in the Brazilian Legal Amazon (BLA) for 2006 using a sampling scheme. The sampling is based on a stratified approach according to the degree of deforestation observed in the 229 TM-Landsat scenes that cover the BLA. Thus, 26 scenes were selected for 2006 and distributed into seven strata, according to their degree of deforestation, in which secondary vegetation areas were mapped. A regression model was constructed to estimate secondary vegetation area in the remaining images using deforestation area, hydrographic area, agrarian structure , and area of conservation units, as independent variables. The regression analysis found an adjusted R2 of 0.84 and positive coefficients for the proportion of hydrography in the image (2.055) and for the agrarian structure (0.197), while negative coefficients for the degree of deforestation in the image (-0.232) as well as for the proportion of Conservation Unity(-0.262). Using the multivariate regression model, an area of 131,873 km² of secondary vegetation was estimated for the year of 2006. Applying a Monte Carlo simulation we estimated an uncertainty of approximately 12,445 km² .

KEYWORDS: Secondary Vegetation, Remote Sensing, Statistical Models, Geoprocessing, Land use Dynamic.

INTRODUÇÃO

Dos cerca de 5 milhões de km² da Amazônia Legal Brasileira (AML), mais de 4 milhões km² eram originalmente florestados. Desde 1988, o Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais (INPE) tem medido as taxas anuais de desflorestamento através do Projeto de Monitoramento da Floresta Amazônica Brasileira por Satélite (PRODES) (Câmara et al., 2006). Neste período as taxas de desflorestamento variaram entre 11.030 e 29.059 km²/ano. Em 2007, o desflorestamento acumulado atingiu mais de 690.000 km² (INPE, 2008), o que representa 16% da cobertura florestal original da AML.

Diversos estudos analisaram os efeitos do desmatamento na Amazônia ( Nobre et al., 1991; Laurance, 1999; Laurance et al., 2004; Fearnside, 2005) indicando entre eles, a redução de fertilidade do solo, erosão, alterações nos regimes hidrológico local e global e emissão de gases de efeito estufa. Esses efeitos podem ser minimizados devido ao crescimento da vegetação secundária que se forma na área desflorestada. Essas áreas muitas vezes são utilizadas para atividades agropecuárias e quando perdem sua produtividade são abandonadas.

Brown e Lugo (1990) definem vegetação secundária como aquela formada a partir de distúrbios antrópicos na vegetação original. Nesse trabalho definimos como vegetação secundária, as áreas onde houve corte raso detectado pelo PRODES (INPE, 2008) e que após o abandono houve regeneração da vegetação.

A vegetação secundária pode prover diversos serviços ambientais como a remoção de carbono atmosférico, que contribui para atenuar a crescente emissão de gases de estufa para a atmosfera (Nobre & Nobre, 2002). A taxa de remoção de carbono pela acumulação de biomassa é influenciada por fatores como o tipo, intensidade e tempo de uso da terra (Fearnside, 1996). Moran et al.(1994) encontraram uma alta variabilidade espacial nas taxas de crescimento secundário na Amazônia, atribuindo tais variações à ocorrência ou não de queima completa na área convertida, viabilidade do banco de sementes, fertilidade sub-superficial dos solos e grau de inclinação do terreno.

Outra importante função da vegetação secundária é o estabelecimento da conectividade entre os remanescentes florestais podendo ter efeitos positivos para a manutenção da biodiversidade (STOUFFER et al., 2006).

A vegetação secundária também contribui com a recuperação da fertilidade do solo em agricultura itinerante (Martins, 2005). Juo e Mana (1996) e Szott et al. (1999) também discutem a importância da vegetação secundária para a ciclagem de nutrientes no processo de agricultura itinerante, permitindo a estabilidade do rendimento agrícola. Para entender a influência de indicadores sociais na formação de vegetação secundária Perz e Skole (2003) analisaram dados municipais dos censos demográficos e agropecuários de 1980 e 1991 combinados com dados orbitais. De acordo com esse estudo o menor tempo de uso da terra e a forma tradicional de usá-la (agricultura itinerante) tendem a aumentar a área de vegetação secundária. Ondas migratórias e usos não tradicionais (pastagem) diminuem a área de ocorrência. D’antona et al. (2006) encontraram forte influência do tamanho da propriedade no processo de conversão da cobertura da terra, e conseqüentemente na formação de vegetação secundária. O estudo mostrou também que propriedades menores tendem a apresentar florestas secundárias com ciclos de vida mais curtos devido à menor disponibilidade de terras. Ciclos de menor duração impedem a formação de vegetação secundária intermediária ou avançada, mantendo a área em constante utilização agrícola.

Diversos autores mapearam em escala local a ocorrência de vegetação secundária e encontraram relações desta com os ambientes físico e sócio-econômico da região (Alves & Skole 1996; Nelson et al., 2000; Steininger, 2000; Roberts et al., 2002; Alves et al., 2003; Lu et al., 2003a; Espírito-Santo et al., 2005; ). Estimativas do total de área de vegetação secundária na AML foram realizadas através de métodos amostrais, considerando quase sempre um pequeno número de amostras, ou por medidas com base em dados de sensoriamento remoto de baixa resolução. Neeff et al. (2006), criaram um modelo estatístico a partir de relações empíricas verificadas entre a ocorrência de vegetação secundária e a fração de floresta remanescente, inferindo para a AML em 2002, uma área total de floresta secundária de 161.000 km² com uma incerteza estimada de 8%. Esse estudo foi realizado a partir de estudos de caso realizados em sete áreas na Amazônia localizadas nos estados do Amazonas, Pará, Mato Grosso e Rondônia. Carreiras et al.(2006), utilizaram imagens SPOT/Vegetation e estimaram em 140.000 km² a extensão da vegetação secundária na AML em 2000. Lucas et al. (2000) estimaram em 157.973 km² a área coberta por vegetação secundária em 1992 na AML com base em imagens NOAA/AVHRR, de baixa resolução espacial.

Estudos de caso contribuem com o entendimento e fornecem informações relevantes em escala local (Bernardes, 1998; Alves et al., 1999; Nelson et al., 2000; Steininger, 2000; Lu et al., 2003a;Espírito-Santo et al., 2005; Gehring et al., 2005), mas seus resultados não devem ser generalizados para a toda a AML.

Este estudo tem como objetivo estimar a área de ocorrência da vegetação secundária a partir de um modelo preditivo de regressão multilinear nas áreas desflorestadas para o ano de 2006, considerando a macro-escala da AML. As estimativas se baseiam em um desenho amostral estratificado, cujo critério utilizado para estratificação é o grau de desflorestamento das imagens LANDSAT-TM. Os resultados desse trabalho fornecem subsídios para os estudos de balanço de carbono em escala regional e global e contribuem para o entendimento dos principais fatores que influenciam a variabilidade espacial da ocorrência da vegetação secundária.

Área de Estudo

A Amazônia Legal compreende os estados do Acre, Amapá, Amazonas, Mato Grosso, Pará, Rondônia, Roraima, Tocantins e parte do estado do Maranhão, correspondendo a uma área de aproximadamente 5 milhões de km². Desse total, o projeto PRODES identifica como área com fisionomia florestal cerca de 4 milhões de km². O clima é do tipo equatorial, quente e úmido, com a temperatura variando pouco durante o ano, em torno de 26ºC.

Até a década de 60, a ocupação humana trouxe poucas modificações para o domínio da floresta amazônica, com exceção da redução da população indígena. A partir dos anos 70, a ocupação da Amazônia tornou-se prioridade nacional e governo federal passou a subsidiar a ocupação de terras para expansão pioneira. Dada a imensidão deste território, as políticas de ocupação procuraram combinar os empreendimentos de exploração econômica com estratégias geopolíticas (Costa, 1997). Foi neste período que alterações ambientais mais significativas começaram a ocorrer na região Amazônica, se estendendo até os dias atuais.

MATERIAIS

Nesta seção são apresentados os dados utilizados nas estimativas da vegetação secundária. Este trabalho se baseia no uso dos dados anuais do desflorestamento na AML produzidos pelo INPE, que são organizados e distribuídos pelas órbita/ponto do satélite LANDSAT/TM. Assim, a grade de imagens Landsat/TM foi adotada como referência para a amostragem e a órbita/ponto como unidade amostral.

Foram utilizados dados de diferentes fontes, para a construção das variáveis do modelo, como mapas de desmatamento de 2006 (INPE, 2008), imagens Landsat/TM de 2006, mapa de ecorregiões (IBAMA, 2006), mapa de estrutura agrária (IBGE, 2007), mapa de hidrografia (INPE, 2006) e de Unidades de Conservação (IBAMA, 2008). Esses dados são descritos a seguir.

Dados do PRODES

A série histórica do PRODES disponibilizada pelo INPE contém como classes temáticas a área ocupada por florestas, áreas ocupadas por hidrografia, áreas do tipo Não Floresta (ou seja ocupadas por formações não florestais) e as áreas já desflorestadas separadas em desflorestamento acumulado até o ano de 1997, o desflorestamento no intervalo de 1997 a 2000 e o desflorestamento anual de 2000 a 2008. Estes dados estão disponíveis na internet na página do PRODES (INPE, 2008) em arquivos digitais. Nesse estudo foram utilizados os dados de desflorestamento de 2006.

Imagens LANDSAT-TM

Para a identificação e mapeamento da vegetação secundária foram utilizadas as imagens LANDSAT-TM, estratificadas a partir do grau de desflorestamento observado em 2006 (área desflorestada/área original de floresta). Na Figura 1 encontram-se representadas as 229 cenas LANDSAT-TM que recobrem a AML, e seus respectivos graus de desflorestamento. As imagens utilizadas neste estudo estão marcadas com um círculo.

Figura 1 - Grau de desflorestamento das cenas da AML e cenas amostradas

Mapa de ecorregiões

De acordo com alguns estudos encontrados na literatura ( Odum, 1969; Moran et al., 2000; Nelson et al., 2000; Roberts et al., 2002; Neeff et al., 2006) fatores ambientais locais influenciam a formação de vegetação secundária. Assim, para representar as características do meio físico foi adotado nesse trabalho mapas de ecorregiões. As ecorregiões, segundo Loveland e Merchant (2004), agrupam os vários ambientes ecológicos amazônicos que exibem relativa homogeneidade dos ecossistemas. As ecorregiões buscam sintetizar as principais características bióticas e abióticas locais. Para o Bioma Amazônia, Olson et al. (2001) mapearam 48 ecorregiões, esse mapeamento foi utilizado neste trabalho e encontra-se disponível na página do IBAMA (2006). Para permitir uma análise quantitativa as ecorregiões foram agrupadas em duas classes: florestadas e não-florestadas.

Mapa de estrutura agrária da Amazônia Legal Brasileira

O grande extensão da AML faz com que esta região seja um mosaico de muitos ambientes, não só físicos, mas também histórico-culturais e sócio-econômicos (Hurtienne, 2005). Assim, buscando representar a diversidade de formas de uso da terra e os agentes associados a esses usos, foi utilizado o mapa de estrutura agrária da Amazônia Legal (IBGE, 2007). Neste estudo os dados foram agrupados segundo a concentração fundiária em três classes: baixa, média e alta concentração fundiária.

Dados de hidrografia

Miguez et al.(2007) descrevem a atividade agrícola como uma das principais atividades econômicas e forma de subsistência das famílias ribeirinhas da Amazônia, dentro de um sistema fortemente apoiado na agricultura itinerante, e que favorece a formação de vegetação secundária.

Para que fosse possível avaliar esta influência foi criado um índice que mostra quanto da área das cenas amostradas para o estudo, são ocupadas por corpos d’água. Este índice foi criado a partir da divisão da área classificada como hidrografia no mapeamento do PRODES pela área total da cena, denominado Índice de Hidrografia da Cena (IH).

Dados de Unidades de conservação

A literatura mostra a importância do Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC) na conservação de recursos naturais e da biodiversidade (Ferreira et al., 2005; Teixeira, 2005). Estas unidades de conservação, além de restringir o uso da terra nas áreas onde são estabelecidas, podem influenciar no processo de formação de vegetação secundária. A criação de Unidades de Conservação pode trazer um impacto imediato em seu entorno, diminuindo o estoque de terras disponíveis para as atividades agropecuárias que, desta maneira, passam a sofrer maior pressão. Assim, foi criado um índice que expressa o quanto da área total da cena é ocupada por Unidade de Conservação, nos níveis estadual e federal, além das terras indígenas. Este índice, denominado de Índice de Unidade de Conservação (IUC), é formado pela razão entre a área total ocupada por Unidades de Conservação (UC´s), dividido pela área total da cena. Os dados de Unidade de Conservação foram fornecidos pelo Centro de Sensoriamento Remoto do IBAMA (IBAMA, 2008).

MÉTODOS

A metodologia adotada para estimar vegetação secundária na AML baseou-se na geração de um conjunto amostral estratificado de mapas de vegetação secundária nas áreas desflorestadas em 2006 da AML, apontadas pelo Prodes. Para a geração desses mapas foram utilizadas imagens TM/Landsat e técnicas de processamento imagens. Um modelo estatístico multilinear foi construído considerando como variável dependente a área de vegetação secundária das cenas. As variáveis independentes foram obtidas a partir de dados de Unidades de Conservação, hidrografia, ecorregiões, concentração fundiária e desflorestamento.

Os procedimentos podem ser agrupados em quatro etapas principais: 1) Amostragem e seleção de cenas Landsat/TM; 2) Mapeamento da vegetação secundária nas cenas amostradas; 3) Construção de indicadores como variáveis para o modelo e; 4) Construção de modelo multilinear para estimativa de vegetação secundária. Essas etapas são detalhadas nas seções seguintes.

Estratificação das cenas LANDSAT-TM

Para o recobrimento completo da região da AML pelo satélite Landsat/TM são necessárias 229 cenas LANDSAT-TM. Essas cenas foram agrupadas em sete estratos, em função da proporção de desflorestamento, seguindo o critério adotado pelo Ministério da Ciência e Tecnologia (MCT, 2004). Essa proporção é denominada Índice de Desflorestamento (ID) e foi utilizada para agrupar as cenas nos seguintes estratos: de 0 a 1%, de 1 a 5%, de 5 a 10%, de 10 a 20%, de 20 a 30%, de 30 a 55% e acima de 55% de desflorestamento.

Foram consideradas como áreas desflorestadas aquelas que eram originalmente cobertas por alguma formação vegetal de fisionomia florestal e que foram suprimidas em algum momento. Neste projeto, foi considerada como área originalmente do tipo florestal, o somatório das áreas apontadas pelo PRODES como pertencentes à classe temática floresta e as áreas apontadas pelo PRODES como desflorestadas.

Para estimar o Índice de Desflorestamento, foram analisados os dados publicados pelo PRODES para o ano de 2006, calculando a razão entre a área desflorestada pela área original de floresta de cada cena, conforme na Equação (4.1) a seguir:

ID=AD/AFO (4.1)

Onde ID é o Índice de desflorestamento, AD é a área desflorestada e AFO é a área de floresta original da cena, segundo o levantamento do PRODES de 2006.

Amostragem das cenas

O tamanho de amostra (n0) foi calculado com base em Cochran (1977) conforme a Equação (4.2):

n₀ = (t_x2)² (CV%)² / (D%)² (4.2)

Onde D% é a semi-amplitude do intervalo de confiança que neste estudo foi definido em 5%; t_x2 é o valor de t de Student para o nível de confiança da inferência (95%) e; CV% é o coeficiente de variação

O resultado final de n₀ foi calculado em km². Foram utilizadas as cenas LANDSAT-TM como unidade amostral, que têm uma área média de pouco mais de 21.000 km². Considerando este valor, supôs-se que cada 21.000 km² seria considerado como uma nova cena a ser mapeada. Não foram trabalhadas frações de imagens, toda fração foi arredondada para o próximo valor inteiro.

Antes de efetuar o sorteio aleatório que definiu quais cenas seriam utilizadas no presente estudo, foram excluídas as cenas que tinham menos de 2.000 km² de floresta original, e também as com menos de 100 km² desflorestados em 2006. A exclusão teve por objetivo evitar a utilização de cenas com área original de floresta muito pequena e/ou muito pouco desflorestadas.

Mapeamento da Vegetação Secundária nas Cenas Amostradas

Construção do Banco de Dados

Um bancos de dados geográfico foi montado contendo os mosaicos de imagens Landsat/TM ortorretificadas Geocover (NASA, 2008) e os dados temáticos utilizados para caracterização de cada uma das cenas amostradas. O Geocover foi avaliado por Albuquerque e Medeiros (2004), que encontraram uma qualidade planimétrica compatível com as especificações para a escala de 1:100.000.

As cenas selecionadas foram georreferenciadas para que os dados que seriam incorporados ao banco tivessem um posicionamento que permitisse a superposição das imagens de diferentes datas e também em relação aos dados temáticos. A base de referência utilizada no projeto PRODES é o mosaico ortorretificado de imagens LANDSAT TM-5 (NASA, 2008).

Mapeamento da vegetação secundária

Durante esta fase foram realizados os procedimentos de classificação de imagens para a geração dos mapas de vegetação secundária. A técnica utilizada para o mapeamento da vegetação secundária foi um modelo linear de mistura espectral para a geração de imagens fração. De acordo com Shimabukuro e Smith (1991) a resposta de cada pixel é uma combinação linear da resposta espectral dos componentes Solo, Sombra e Vegetação existentes na superfície terrestre. O modelo linear de mistura espectral possibilita estimar a proporção desses componentes para cada pixel, produzindo imagens de cada um dos componentes puros. Esta técnica tem como principal vantagem, a redução da dimensionalidade dos dados e realce de alguns alvos de interesse, sendo útil principalmente em áreas extensas (Aguiar e Shimabukuro, 1999).

Visando minimizar o tempo de processamento das imagens e aumentar a eficácia no mapeamento da vegetação secundária, as imagens fração geradas para cada uma das cenas amostradas, foram recortadas de acordo com o mapeamento do PRODES. Foram utilizadas máscaras de floresta do PRODES de forma que as imagens fração recortadas contivessem apenas para as áreas desflorestadas até 2006.

A classificação das imagens foi realizada a partir de operações de fatiamento a partir do valor do nível de cinza das imagem fração, que possibilitaram identificar e separar o conjunto de pixels onde havia vegetação secundária nas imagens recortadas da fração solo ou vegetação. Utilizando a composição colorida das bandas 3, 4 e 5 do LANDSAT-TM5 foram identificadas, por meio de interpretação visual, as regiões que apresentavam vegetação secundária. Os intervalos para o fatiamento foram definidos a partir de valores de nível de cinza que correspondiam a essa cobertura vegetal. Conforme pode ser encontrado em Shimabukuro e Smith (1991); Hall et al., (1995); Bernardes (1998); Roberts et al. (2002); Lu et al. (2003b, 2004a, 2004b); as área ocupadas por formações florestadas (ainda que em regeneração inicial) apresentam valores de nível de cinza expressivamente maiores que as áreas desflorestadas na imagem fração vegetação e, valores menores na fração solo.

Para locais onde há agricultura, a fração sombra ajudou a dirimir as dúvidas visto que nestas áreas o valor do nível de cinza é maior para os locais com vegetação do tipo florestal do que para as áreas de agricultura, devido a uma maior heterogeneidade no dossel florestal, que causa um maior sombreamento.

As imagens classificadas resultante do fatiamento e contendo as áreas com vegetação secundária, foram avaliadas tendo por base a composição colorida R5 G4 B3, e, quando necessário, foram editadas, obtendo-se como resultado final, mapas de vegetação secundária relativos a cada cena.

Avaliação da Classificação com Dados de Campo

Através de visita ao campo em pontos previamente selecionados, foi possível verificar “in loco” a consistência do mapeamento realizado. A seleção dos locais a serem visitados buscou cobrir a maior área possível para avaliar o mapeamento sob diversas condições. Para avaliação do mapeamento com dados de campo foi utilizada uma matriz de confusão, onde foram registrados os índices de acertos e os falsos positivos, ou seja, áreas que foram classificadas como vegetação secundária, mas que pertenciam a outra classe de cobertura da terra. Devido a grande extensão da área, não foi possível avaliar o índice de falsos negativos, ou seja, áreas não classificadas como vegetação secundária mas que apresentavam essa cobertura vegetal.

O trabalho de campo foi realizado durante 46 dias por via terrestre a partir de um roteiro com pontos pré-estabelecidos no qual foram percorridos mais de 15.000 km. Foram visitados 355 pontos mapeados como vegetação secundária. Nos pontos checados foi registrada a ocorrência de vegetação secundária, foi coletado um ponto com GPS e realizado registro fotográfico do local.

Construção dos indicadores

Nessa sessão são apresentados os indicadores utilizados como variáveis no modelo de regressão multilinear. São também descritas as operações executadas para a construção dos indicadores e a justificativa para seu uso no modelo.

Cálculo do Índice de Vegetação Secundária Mapeada (IVSM)

Após o mapeamento da vegetação secundária, foi calculado o Índice de Vegetação Secundária Mapeada (IVSM) de cada cena. Para chegar ao IVSM foi dividido o valor da área mapeada de vegetação secundária, pela área total desflorestada da mesma cena, obtendo-se assim um índice que mostra qual porcentagem da área desflorestada que estava coberta por vegetação secundária. Este índice foi usado como variável dependente.

ÍNDICE DE DESFLORESTAMENTO (ID/LID)

Este índice foi utilizado para verificar a influência do desmatamento na formação de vegetação secundária. De acordo com os resultados obtidos por Alves e Skole (1996) e Alves et al. (2003) em Rondônia, as áreas que apresentam maior área desflorestada apresentam também menores taxas de formação de vegetação secundária. O índice de desflorestamento (ID) de cada uma das cenas foi estimado através da divisão do valor da área desflorestada de cada cena pela sua área total, como indicado na equação 4.1. Ao avaliar a correlação do índice de desflorestamento (ID) com o índice de vegetação secundária mapeada (IVSM) observou-se que esta poderia ser melhorada com a aplicação de uma transformação logarítmica na variável ID, obtendo-se o Logaritmo do Índice de Desflorestamento (LID), que apresentou uma correlação mais significativa com o IVSM.

Índice de Hidrografia da cena

O índice de hidrografia (IH) é um indicador que busca representar as áreas de ocupação ribeirinha, onde predominam as formas mais tradicionais de uso da terra como a agricultura itinerante ( Perz e Skole; 2003) e, tende a apresentar maior extensão de vegetação secundária devido ao abandono de áreas para a recuperação da fertilidade do solo.

Nos mapas do PRODES, além das áreas desflorestadas nos respectivos anos, dados de hidrografia são mapeados a partir das cenas LANDSAT-TM5. Utilizando este mapeamento de hidrografia foi criado o Índice de Hidrografia da cena (IH) dividindo-se o valor total da área ocupada por hidrografia, pelo valor total da área dessa mesma cena. O IH mostra o quanto da área total da cena em estudo é ocupada por corpos de água (Rios, lagos, reservatórios e áreas inundadas).

Índice Unidade de Conservação da cena (IUC)

As Unidades de Conservação podem influenciar no processo de formação de vegetação secundária, diminuindo o estoque de terras disponíveis para as atividades agropecuárias e exercendo maior pressão de uso, podendo levar a uma diminuição na formação dessa vegetação. O índice definido para representar essa variável foi obtido a partir dos dados contidos no mapa de unidades de conservação fornecido pelo IBAMA (IBAMA, 2008). Esse índice representa o quanto de área de conservação existe em cada uma das cenas avaliadas. Este índice foi criado através da divisão do valor do somatório das áreas de conservação (descontada a duplicidade de áreas entre unidades de conservação) pelo valor da área total da cena.

Cálculo do Índice de Ecorregião Florestada (IEF)

As ecorregiões propostas por Olsen (2001) foram utilizadas para representar o ambiente físico da AML. Foram sobrepostos os mapas temáticos de áreas desflorestadas apontadas pelo PRODES e os dados de Ecorregiões de maneira a obter-se os valores por cena para cada uma das classes de ecorregiões. Os resultados foram agrupados em áreas desflorestadas em ecorregiões do tipo florestal e áreas desflorestadas em ecorregiões do tipo não florestal. Em seguida, o valor das áreas desflorestadas e em ecorregiões do tipo florestal foi dividido pela área desflorestada total da cena, obtendo-se, assim, o IEF de cada cena.

Cálculo do Índice de Baixa Concentração Agrária (IBCA)

Esse índice foi proposto para verificar a influência da estrutura agrária na formação de vegetação secundária. Segundo os estudos de D’antona et al. (2006) propriedades menores tendem a apresentar florestas secundárias com ciclos mais curtos devido à escassez de terra, mantendo a área em constante utilização agrícola e impedindo a formação de vegetação secundária intermediária ou avançada.

A variável foi obtida a partir do Mapa de Estrutura Agrária da AML (IBGE, 2007) e dos dados de desflorestamento do PRODES. Através de uma operação de tabulação cruzada, foram sobrepostos os mapas temáticos de áreas desflorestadas apontadas pelo PRODES e as áreas de baixa concentração agrária extraída do Mapa de Estrutura Agrária . Em seguida o valor das áreas desflorestadas e com baixa concentração agrária foi dividido pela área desflorestada total da cena obtendo-se, assim, o IBCA de cada cena.

Construção do Modelo de Regressão Multilinear

A avaliação de alterações em uma variável dependente, a partir de outras variáveis independentes é conhecida por regressão linear múltipla (Spiegel, 1977).

Usando os valores calculados para a variável dependente IVSM e para as variáveis independentes IH, IEF, IBCA, LID e IUC, construiu-se um modelo de regressão que analisou a influência de cada um dos índices na formação de vegetação secundária a partir de uma equação preditiva capaz de estimar qual percentual da área desflorestada de cada cena estava ocupada por vegetação secundária no ano de 2006.

Modelo para Estimativa da Vegetação Secundária.

O modelo geral de construção da equação de regressão linear está disposto na Equação adaptada de Neter e Wasserman (1974) conforme a Equação (4.3) seguir:

Y_i=β₀+β₁X₁+β₂X₂+...+β_pX_ip+E_i(i=1,...,n). (4.3)

A partir da Equação do modelo construído, e utilizando os valores identificados para as variáveis independentes, foi calculada a estimativa da vegetação secundária para todas as cenas da Amazônia Legal, excetuando-se as cenas que apresentavam valor de desflorestamento igual a zero, onde não existe vegetação secundária.

Teste da estabilidade do modelo.

Para testar a estabilidade da composição do modelo, foi realizado um teste de validação cruzada, que consistiu em retirar individualmente cada uma das cenas e, com os valores dos índices das cenas restantes, construir novos modelos. Ao final, os valores encontrados para os coeficientes foram avaliados de maneira a diagnosticar se alguma das cenas apresentava influência muito forte na construção do modelo.

Cálculo da incerteza da estimativa.

A incerteza do modelo foi avaliada a partir da variância das predições de vegetação secundária. A estimativa da variância das predições foram calculadas a partir da Equação (4.4) adaptada de Neter e Wasserman (1974), para as 26 cenas que foram amostradas:

s² (Ŷ_h) = MSE (X’_h (X’X) -1 X_h ) (4.4)

Para as outras cenas que não entraram na amostragem, a estimativa da variância do valor estimado - s² (Ŷ_h) – foi obtida pela seguinte Equação (4.5) (NETER; WASSERMAN, 1974):

s² (Ŷ_h) = MSE (1 + X’_h (X’X) ^-1 X_h) (4.5)

Depois de efetuado o calculo da estimativa de vegetação secundária para cada uma das cenas da AML e calculadas as suas respectivas variâncias, foi possível identificar o desvio padrão de cada uma cenas. Assumindo a completa independência das predições, a estimativa da incerteza total foi obtida pelo somatório do desvio padrão de cada uma das estimativas.

A estimativa da incerteza total, como descrita anteriormente, pressupõem considerar todas as possibilidades, como por exemplo, que todas as estimativas sejam calculadas pelo menor desvio padrão, ou, o contrário, que todas as estimativas sejam calculadas pelo maior valor do desvio padrão. Aceitando-se que as predições variam de forma normal, as estimativas dos desvios padrões devem estar próximas aos valores médios.

Outra maneira de estabelecer um intervalo de credibilidade é através do uso da ferramenta de simulação Monte Carlo, que consiste em conduzir experimentos múltiplas vezes para simular um sistema real, através da teoria das grandes amostras. Com a condução simulações de Monte Carlo em uma quantidade suficiente para se encontrar o ponto de equilíbrio da curva de respostas, pode-se calcular os valores estimados, e estimar um novo intervalo de credibilidade, composto do intervalo entre o menor e o maior valor estimado, para o somatório dos desvios padrões.

RESULTADOS E DISCUSSÕES

Amostragem

Das 229 cenas da AML, foram selecionadas 26 para o mapeamento de vegetação secundária, considerando o grau de desflorestamento e os sete estratos propostos. Este resultado está apresentado na Tabela 1.

Tabela.1 -Número de imagens selecionadas por grau de desflorestamento

Desflorestamento da cena	Número de cenas no estrato	Número de Amostras
0 a 1 %	71	3
1 a 5%	47	4
5 a 10%	17	3
10 a 20%	22	4
20 a 30%	16	4
30 a 55%	23	3
> 55%	33	5
Total		26

Mapeamento da Vegetação Secundária

Os resultados para os índices analisados, obtidos a partir do mapeamento da vegetação secundária, encontram-se na Tabela 2. A tabela mostra para cada cena o índice de desflorestamento (ID), as áreas totais de vegetação secundária mapeada (VSM) em km² e o índice de vegetação secundária mapeada (IVSM). O IVSM normalizou a área de vegetação secundária mapeada em função da área total desflorestada em cada cena. O valor desse índice variou entre 0 e 1, onde 0 representa ausência de vegetação secundária na área desflorestada da cena, e 1 representa a regeneração de toda a área desflorestada.

A análise da Tabela 2 indica que a medida que o Índice de Desflorestamento (ID) aumenta, há uma queda no Índice de Vegetação Secundária Mapeada (IVSM). Esta observação corrobora com os resultados obtidos por Alves et al. (2003), sugerindo que o aumento da área desflorestada leva à intensificação de uso da terra, diminuindo proporcionalmente a formação de vegetação secundária.

Tabela 2 – Área de vegetação secundária obtida a partir do mapeamento das cenas.

Cena	ID	VSM 2006	IVSM
23362	0,0044	95,55	0,8134
23358	0,0045	73,89	0,5479
00264	0,0052	120,46	0,8391
22566	0,0108	55,74	0,2129
00367	0,0192	221,20	0,3962
22961	0,0234	235,75	0,3723
23368	0,0416	106,72	0,4444
00565	0,0668	758,51	0,3895
00266	0,0735	539,25	0,2622
22672	0,0977	66,63	0,2763
22368	0,1321	49,27	0,1084
22863	0,1559	2068,09	0,4782
23266	0,1857	1451,36	0,2952
22968	0,1909	556,92	0,1217
22962	0,2022	2358,00	0,7258
23258	0,2229	931,87	0,2878
22567	0,2312	627,93	0,1138
23367	0,2768	1003,41	0,1959
23068	0,4049	1162,09	0,1128
22362	0,4572	3412,26	0,2660
22870	0,5286	514,37	0,1097
22467	0,5593	1910,09	0,1382
22363	0,5976	3454,68	0,2087
22064	0,6302	882,56	0,1728
22670	0,6481	269,78	0,0878
22770	0,6499	1194,09	0,1275

Importante notar que o IVSM apresenta alguns valores acima ou abaixo do esperado. Tais variações podem ser explicadas pela presença ou ausência de outras características nas cenas, como por exemplo, unidades de conservação, presença e tamanho de corpos d água e tamanho das propriedades. A influência de cada uma destas características será apresentada pelo modelo de regressão multilinear.

Validação de campo.

Na vistoria de campo foi verificada a ocorrência de vegetação secundária nas área mapeadas possibilitando registrar os acertos e erros em função da ocorrência ou ausência desta cobertura nos pontos indicados.

Os resultados da campanha de campo mostraram um alto grau de acerto (92,11%) da técnica de mapeamento. No total foram visitados 355 pontos, sendo que destes 28 (7,89%) foram considerados erros de classificação. Desse total, 4 pontos corresponderam as áreas de reflorestamento, 4 corresponderam as áreas de pastagem, 4 corresponderam as áreas de agricultura perene arbórea e em 16 pontos foram observadas diferenças quanto à área e/ou forma mapeada em comparação ao encontrado em campo. Esta comparação foi feita de forma estritamente visual. Os 327 pontos restantes (92,11%) foram considerados como acerto do mapeamento.

Estimativa da Área de Vegetação Secundária.

Foram examinadas as relações entre o Índice de Vegetação Secundária Mapeada –IVSM (variável dependente) e as cinco variáveis independentes. A Tabela 3 mostra os valores encontrados para cada uma das variáveis em cada uma das 26 cenas analisadas neste estudo.

Tabela.3– Valores das variáveis para cada uma das cenas

Cena	LID	IH	IUC	IEF	IBCA	IVSM
00264	-2,282	0,0124	0,4470	0,820	0,727	0,629
00266	-1,134	0,0055	0,4500	0,701	0,043	0,262
00367	-1,717	0,0002	0,7700	0,980	0,119	0,396
00565	-1,175	0,0008	0,4671	0,419	0,000	0,389
22064	-0,200	0,0041	0,0600	0,727	0,000	0,172
22362	-0,340	0,0028	0,0100	1,000	0,062	0,266
22363	-0,224	0,0054	0,0300	0,999	0,000	0,209
22368	-0,880	0,0133	0,4900	0,000	0,000	0,108
22467	-0,252	0,0002	0,0700	0,884	0,000	0,138
22566	-1,965	0,0113	0,9600	1,000	0,000	0,213
22567	-0,636	0,0106	0,5000	1,000	0,000	0,113
22670	-0,188	0,0085	0,2100	0,000	0,000	0,088
22672	-1,010	0,0056	0,0200	0,000	0,000	0,276
22770	-0,187	0,0003	0,0100	0,803	0,000	0,128
22863	-0,807	0,0255	0,5000	1,000	1,000	0,478
22870	-0,277	0,0001	0,3200	0,882	0,000	0,110
22961	-1,630	0,0332	0,6700	0,818	0,269	0,372
22962	-0,694	0,2232	0,1400	0,898	0,241	0,725
22968	-0,719	0,0002	0,6500	0,933	0,000	0,122
23068	-0,393	0,0005	0,3600	0,994	0,000	0,113
23258	-0,651	0,0089	0,1800	0,356	0,445	0,288
23266	-0,731	0,0380	0,5000	0,814	0,159	0,295
23358	-2,347	0,0047	0,8518	0,595	0,217	0,548
23362	-2,353	0,0448	0,5106	0,601	0,360	0,813
23367	-0,558	0,0104	0,3800	1,000	0,399	0,196
23368	-1,381	0,0203	0,8600	0,886	0,000	0,444

Para a escolha das variáveis que participariam do modelo de regressão multilinear foram utilizados os métodos de Forward Stepwise e Backward Stepwise com um P de 0,050. Em ambos os testes chegou-se ao mesmo conjunto de variáveis selecionadas. As variáveis selecionadas para a construção do modelo foram o Logaritmo do Índice de Desflorestamento (LID), o Índice de Hidrografia da Cena (IH), o Índice de Baixa Concentração Agrária (IBCA) e o Índice de Unidade de Conservação da Cena (IUC). A variável Índice de Ecorregiões Florestadas (IEF) não apresentou relação significativa com a variável dependente IVSM. O modelo resultante da análise é apresentado na Tabela 4.

Tabela 4 – Parâmetros do modelo de regressão linear

Sumario
R2	R	R2 Aust.	Erro Médio
0,869	0,932	0,844	0,079
ANOVA
Fonte	S.Q	G.L..	Quad. Médio	F
Regressão	0,879	4	0,220	34,806
Residuo	0,133	21	0,006
Total	1,011	25
Coeficientes de Regressão
Fonte	Coeficiente	Erro Padrão	Valor P
Intercept	0,102	0,030
IBCA	0,197	0,068	0,248
LID	-0,232	0,035	-0,813
IH	2,055	0,377	0,444
IUC	-0,219	0,082	-0,310

Com base na equação de regressão resultante foi estimado o IVSM para todas as cenas que recobrem a AML. O IVSM mostra o grau de formação de vegetação secundária nas áreas desflorestadas das cenas. Para traduzir este índice em valores estimados de área de vegetação secundária por cena foi preciso transformar este número relativo em número absoluto. Esta transformação foi feita através de uma inversão da proporção estimada, a partir dos dados de desflorestamento das cenas. Assim, multiplicando o IVSM pela área total desflorestada de uma cena específica, obteve-se o valor absoluto de vegetação secundária para a cena em questão. Replicando esta operação para todas as cenas da AML, chegou-se a estimativa de ocorrência de vegetação secundária para a AML.

Como resultado da estimativa de ocorrência de vegetação secundária chegou-se a um valor total estimado de 131.873 km² de vegetação secundária na AML para o ano de 2006. Das 229 cenas que recobrem a AML, não foi estimada a vegetação secundária em 16 cenas, ou por não apresentarem área de desflorestamento, ou por não apresentarem área de formação florestal. A Tabela 5 mostra o valor estimado de vegetação secundária totalizado pelos estratos da amostragem.

Tabela 5 – Distribuição da estimativa de vegetação secundária por estrato

Estrato	Nº Cenas	Estimativa Estrato (km²)	% Veg. Sec. Estimada
0-1%	71	2448,14	1,86%
1-5%	47	10535,02	7,99%
5-10%	17	8313,77	6,30%
10-20%	22	19529,49	14,81%
20-30%	16	21735,16	16,48%
30-55%	23	29058,46	22,04%
> 55%	33	40253,24	30,52%
Total	213	131873,29	100,00%

Com relação ao Índice de Baixa Concentração Agrária (IBCA), que expressa o quanto da área estudada está em posse de pequenos proprietários, encontrou-se uma relação positiva com o IVSM. Desta maneira, conclui-se que em áreas onde há uma maior presença de pequenos produtores rurais há uma maior ocorrência de vegetação secundária.

Este resultado difere dos encontrados por D’Antona et al. (2006), que observou que pequenos proprietários mantinham parcelas maiores de suas propriedades em uso, com menores ciclos de recuperação da fertilidade do solo devido à escassez de terra. Os autores deste estudo alertam, porém, para a impossibilidade de extrapolar estes dados para regiões onde a pecuária é mais comum. Os resultado obtidos neste trabalho estão de acordo com os obtidos por Perz e Skole (2003) que sustentam que a agricultura tradicional desenvolvida pelos pequenos proprietários influi positivamente na formação de vegetação secundária.

O Logaritmo do Índice de Desflorestamento apresentou relação negativa com o Índice de Vegetação Secundária Mapeada (IVSM). Para entender espacialmente como o LID e o IVSM se relacionam foram criadas figuras que mostram o IVSM na AML e foi feita uma transformação deste índice em números absolutos para conhecer a real distribuição da vegetação secundária em km², ao longo da AML.

As Figuras 2 e 3 mostram respectivamente a distribuição da estimativa do IVSM e a distribuição da estimativa de vegetação secundária em todas as cenas da AML. Essas representações foram obtidas através da criação de uma superfície com modelo numérico de terreno do SPRING, e a imagem visualizada é uma representação desta grade regular, tendo como valor z a estimativa do Índice de Vegetação Secundária Mapeada (IVSM) e a estimativa de ocorrência de vegetação secundária em km², respectivamente. Nestas imagens o nível de cinza 0 foi associado ao menor valor de z e o nível de cinza 255 foi associado ao maior valor de z. Assim, na Figura 2, valores mais claros significam maiores IVSM e na Figura 3 valores mais claros significam maiores estimativa em km² de vegetação secundária

Figura 2 – Distribuição do IVSM na AML

A Figura 2 mostra a distribuição do IVSM estimado, que é maior nas regiões pouco desflorestadas, como o noroeste do Amazonas. As áreas com maior desflorestamento como a região denominada “arco do desflorestamento”, que abrange o Maranhão, leste do Pará, norte do Mato Grosso, Rondônia e leste do Acre, apresentaram valores baixos de IVSM. Esse resultado é consistente com aqueles encontrados na literatura ( Alves e Skole 1996; Alvez, 2003; Alves, 2007; ) em escala local, evidenciando que a medida que a ocupação de uma região se consolida e que o desmatamento e o uso da terra se intensificam, o abandono da terra e a conseqüente formação de vegetação secundária diminuem. As regiões que apresentam menor proporção de vegetação secundária são aquelas que apresentam cadeias produtivas como as da pecuária ( Escada et al., 2005; Piketty et al., 2005; Américo et al., 2008) e de grãos (Mueller e Bustamente, 2002), melhor estruturadas que as demais.

A Figura 3 apresenta a distribuição espacial da vegetação secundária em termos de sua área (em km²) na AML. Nesta figura é possível observar que uma grande área de ocorrência da vegetação secundária se dá na região do “arco do desflorestamento”, embora a proporção da vegetação secundária em relação a área desflorestada seja menor, como observado na figura 2. Isso se dá devido à maior extensão de área desflorestadas nessa região. Outra região que apresenta grande área de ocorrência de vegetação secundária é a calha do médio e baixo Amazonas. Esse padrão pode ser explicado devido ao tipo de ocupação da região por uma população ribeirinha, praticante de uma agricultura de subsistência e itinerante, que tem influência positiva na ocorrência de vegetação secundária ( Perz e Skole, 2003; Martins, 2005).

Figura 3 - Distribuição da estimativa de vegetação secundária na AML em km²

Cálculo da incerteza da estimativa da vegetação secundária

Conforme discutido no item 5.4 há uma incerteza nessa estimativa devido à sua variância. Usando a soma dos desvios padrões, chegou–se a uma incerteza de 0,84% para as 26 cenas que compõem a amostra e de 18,10% paras as cenas em que o modelo preditivo foi aplicado, resultando em uma incerteza tocal de 18,94%. Convertida em números absolutos tem-se uma incerteza de 24.977 km², ou seja, a estimativa de vegetação secundária estaria entre 106.896 e 156.850 km².

Outra maneira de estimar a incerteza foi empregada utilizando a simulação de Monte Carlo. Foram feitos 4 exercícios de simulação, sendo o primeiro com 1.000 simulações, o segundo com 5.000 simulações, o terceiro com 10.000 simulações e o quarto com 100.000 simulações. Os valores encontrados nas simulações são apresentados na Tabela 6.

Tabela.6 - Resultados das simulações para a estimativa de incerteza na estimativa de vegetação secundária

Nº de simulações	Valor médio	Menor Valor	Maior Valor
1000	133521,62	120635,16	146552,29
5000	133127,29	120863,51	145702,01
10000	133037,32	120629,07	145795,09
100000	133045,52	120722,49	145607,95

Nas quatro simulações o valor médio encontrado foi muito próximo do valor estimado pelo modelo de regressão multilinear (131.873 km²), apresentando diferenças da ordem de 1%. Já os valores dos limites da incerteza da estimativa apresentaram-se mais próximos da média, conforme se esperava. Este resultado reforça a consistência do modelo preditivo, e conseqüentemente a confiança na sua exatidão e robustez.

Considerando a incerteza do quarto exercício de simulação (100.000 simulações) temos uma incerteza média de 12.443 km². Como a área total desflorestada em 2006 foi de 680.312 km² (INPE, 2008), e considerando o valor encontrado pelo modelo de regressão linear de 131.873 km² e a incerteza média de 12.443 km², foi encontrada uma relação na qual cerca de 19,38 ±1,83% da área desflorestada apresenta ocorrência de vegetação secundária para o referido ano.

O valor encontrado neste estudo difere dos valores apresentados por Neeff et al. (2006) que encontraram cerca de 161.000 km² para o ano de 2002, Lucas et al. (2000) que estimaram 157.953 km² em 1992 e por Carreiras et al. (2006) que estimaram 140.000 km² em 2000.

As diferenças encontradas podem ser explicadas pelos diferentes tipos de dados, datas e metodologias utilizadas. Nos três trabalhos citados o mapeamento foi realizado para toda a AML, incluindo áreas de formações do tipo Não Floresta (Savanas e Campinaranas, por exemplo), e nos trabalhos de LUCAS et al., (2000) e CARREIRAS et al., (2006) foram utilizadas imagens de baixa resolução espacial, respectivamente imagens do SPOT-Vegetation e do AVHRR-NOAA, ambas com 1 km de resolução.

Outra diferença bastante significativa está no método de amostragem desenvolvido neste estudo, que considera o Índice de Desflorestamento das cenas (ID). Além disso, esse trabalho incluiu um maior número de variáveis para a construção do modelo explicativo da formação de vegetação secundária.

CONCLUSÕES

A técnica de mapeamento da vegetação secundária através da geração de modelo linear de mistura espectral e fatiamento pelo valor do nível de cinza das imagens fração, foi adequado para o mapeamento da vegetação secundária, apresentando um alto índice de acerto (92,11%), conforme pode ser observado no trabalho de validação de campo.

As variáveis testadas apresentaram significativas relações com a formação de vegetação secundária, exceto a variável Índice de Ecorregião Florestada (IEF), que por sua escala de mapeamento com um nível de detalhamento muito pequeno, pode não ter sido adequado a este estudo. A variável Índice de Hidrografia (IH) e a variável Índice de Baixa Concentração Agrária (IBCA) apresentaram relação positiva com a formação de vegetação secundária, já as variáveis Índice de Unidade de Conservação (IUC) e Logaritmo do Índice de Desflorestamento (LID) apresentaram relação negativa com a formação de vegetação secundária. Estas relações confirmaram o que era esperado para cada uma destas variáveis, mostrando ser possível estimar a extensão da vegetação secundária para a AML, a partir de dados ambientais e sócio-econômicos.

Essas estimativas podem ser de grande contribuição para o cálculo do estoque de vegetação secundária em florestas tropicais.

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2009-03-26T08:37:00.000-04:00

Quím. Nova vol.25 no.6 São Paulo Nov./ dec. 2002

Revisão

DDT (DICLORO DIFENIL TRICLOROETANO): TOXICIDADE E CONTAMINAÇÃO AMBIENTAL ¾ UMA REVISÃO

Claudio D'Amato, João P. M. Torres* e Olaf Malm
Instituto de Biofísica Carlos Chagas Filho, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Centro de Ciências da Saúde, 21949-900 Rio de Janeiro - RJ

*e-mail: jptorres@biof.ufrj.br

Recebido 27/9/01; aceito em 19/3/02

DDT (DICHLORODIPHENYLTRICHLOROETHANE): TOXICITY AND ENVIRONMENTAL CONTAMNATION - A REVIEW. DDT and others organochlorine insecticides are very persistent substances. Clinical symptoms of intoxication have been reported in humans, although the main problem concerning such substances is bioaccumulation and biomagnification along throphic chains, leading to contamination of top predators and humans after them. In this review these characteristics are described, as well as some aspects of the control of vector borne diseases, like leishmaniasis and malaria, which were until recently, controlled by the health authorities using DDT.

Keywords: DDT; environment; fish.

INTRODUÇÃO

O diclorodifeniltricloroetano (DDT) é o mais conhecido dentre os inseticidas do grupo dos organoclorados. Estes pesticidas incluem os derivados clorados do difenil etano (onde se inclui o DDT, seus metabólitos DDE e DDD, e o metoxicloro); o hexaclorobenzeno (BHC); o grupo dos hexaclorocicloexanos (a-HCH, b-HCH, d-HCH e g-HCH ou lindano); o grupo dos ciclodienos (aldrin, dieldrin, endrin, clordano, nonaclor, heptaclor e heptaclor-epóxido), e os hidrocarbonetos clorados (dodecacloro, toxafeno, e clordecone)^1,2.

O DDT é considerado uma das substâncias sintéticas mais utilizadas e estudadas no século XX.

HISTÓRICO

As propriedades inseticidas do DDT foram descobertas em 1939 pelo entomologista suíço Paul Müller, o que lhe valeu posteriormente o Prêmio Nobel da Medicina devido ao uso do DDT no combate à malária³.

O DDT foi utilizado na Segunda Guerra Mundial para prevenção de tifo em soldados, que o utilizavam na pele para combate a piolhos. Posteriormente foi usado na agropecuária, no Brasil e no mundo, dado seu baixo preço e elevada eficiência⁴.

A produção em grande escala iniciou-se em 1945, e foi muito utilizado na agricultura como pesticida, por cerca de 25 a 30 anos. Tanta foi a quantidade que se estimou que cada cidadão norte-americano ingeriu, através dos alimentos, uma média de 0,28 mg por dia em 1950⁵. Outra função para seu uso foi em programas de controle de doenças tropicais, inclusive no Brasil, como malária e leishmaniose visceral⁶.

Foi a descoberta do DDT que revolucionou os conceitos de luta contra a malária. Sua eficácia contra formas adultas dos mosquitos e seu prolongado efeito residual fizeram com que no período de 1946-1970 todos os programas de controle se apoiassem quase que totalmente em seu emprego⁷.

Em 1962, Rachel Carson sugeriu em seu livro "Primavera Silenciosa", que o amplo uso do DDT poderia ser a principal causa da redução populacional de diversas aves; muitas delas seriam as de topo de cadeia alimentar, como o falcão peregrino, e a águia calva ("bald eagle"- Haliaeetus leucocephalus), animal símbolo dos EUA. Este livro é considerado a primeira manifestação ecológica contra o uso indiscriminado do DDT⁸.

Nos EUA, o uso cresceu, chegando a até 35.771 toneladas produzidas em 1959, principalmente para exportação, chegando a 81.154 toneladas em 1963. Então a produção começou a declinar, sendo que a quantidade produzida para uso no país em 1969 não passou de 13.724 toneladas; entretanto, continuou sendo fabricado em outros países, sendo sua produção mundial, em 1974, de 60.000 toneladas³.

A Suécia foi o primeiro país do mundo a banir o DDT e outros inseticidas organoclorados, em 1º de janeiro de 1970, com base em estudos ecológicos. Pouco depois foi seguida por outros países, excetuando-se o uso em programas de controle de doenças³.

No Brasil, as primeiras medidas restritivas se deram em 1971⁹, com a Portaria n.^o 356/71, que proibiu a fabricação e comercialização de DDT e BHC para combate de ectoparasitos em animais domésticos no país, obrigando os fabricantes a recolherem os produtos, mas isentou os produtos comerciais indicados como larvicidas e repelentes de uso tópico; e com a Portaria nº 357/71¹⁰, que proibiu em todo o território nacional o uso de inseticidas organoclorados em controle de pragas em pastagens.

Estes atos fundamentaram-se:

- na formação de resíduos tóxicos na carne e no leite de animais domésticos;

- sua acumulação após tratamentos repetidos;

- no prejuízo que a ocorrência destes resíduos acarretava às exportações de produtos de origem animal devido a medidas restritivas impostas por países importadores;

- e nas recomendações da FAO e OMS para que o uso de DDT e BHC fosse substituído por outros produtos.

Em 1985 proibiu-se em todo o território nacional a comercialização, o uso e a distribuição de produtos organoclorados destinados à agropecuária. Mas os inseticidas organoclorados continuaram sendo permitidos em campanhas de saúde pública no combate a vetores de agentes etiológicos de moléstias (malária e leishmaniose), bem como em uso emergencial na agricultura, a critério do Ministério da Agricultura. Também manteve-se a permissão do uso de iscas formicidas à base de aldrin e dodecacloro, e do uso de cupinicidas à base de aldrin para reflorestamento¹¹.

No Brasil, seu uso em saúde pública ficou sob responsabilidade da Fundação Nacional de Saúde (atual FUNASA), em seu Programa Nacional de Controle de Vetores. A última compra efetuada pelo órgão foi um lote de 3 mil toneladas em 1991, para o controle de Anopheles darlingi na Amazônia⁶.

Em 1995, foi publicado pela OMS um informe técnico declarando que o DDT pode continuar sendo utilizado no controle dos mosquitos vetores de malária e outras doenças transmitidas por artrópodes, desde que se cumpram as seguintes condições:

- seja empregado unicamente em interiores;

- seja eficaz;

- sejam adotadas as regras de segurança necessárias;

- sejam levados em conta o custo do produto a ser utilizado; a disponibilidade de inseticidas alternativos e a possibilidade do aparecimento de insetos resistentes¹².

Historicamente, a América do Sul é considerado o continente em que houve o mais pesado uso de DDT, além de toxafeno e lindano¹³.

PROPRIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS

O termo DDT refere-se ao produto 1,1'-(2,2,2-tricloroetilideno) bis[4-clorobenzeno]), ou 1,1,1-tricloro-2,2-bis-(p-clorofenil) etano¹⁴. O termo também é aplicado a produtos comerciais constituídos principalmente pelo isômero p,p'- DDT, com proporções menores de outros análogos. O inseticida DDT é constituído, em geral, pela seguinte formulação: p,p'- DDT (77,1%), o,p'- DDT (14,9%), p,p'- DDD (0,3%), o,p'- DDD (0,1%) e impurezas (3,5%). Todos os isômeros são substâncias sólidas, brancas, inodoras e insípidas, com a fórmula empírica C₁₄H₉Cl₅¹⁵ .

O ponto de fusão do p,p'- DDT é 109 ºC, com pressão de vapor 2,53 x 10^-5 Pa (1,9 x 10^-7 mmHg) a 20 ºC ¹⁵. Possui hidrossolubilidade bastante baixa, na ordem de 1µg/L, tendo porém elevada lipossolubilidade, com coeficiente de partição octanol/água (K_ow) igual a 9,6 x 10^{5 16}. A solubilidade em solventes orgânicos encontra-se na seguinte proporção (g/100 mL): benzeno (106), ciclohexanona (100), clorofórmio (96), éter de petróleo (10), etanol (1,5)¹⁵.

Ao perder uma molécula de HCl, por degradação biológica ou ambiental, o p.p'-DDT forma o metabólito 2,2-bis-p-clorofenil-1,1-dicloroetileno, conhecido como DDE. Este composto é ainda mais resistente às degradações que o DDT. Outro metabólito importante formado é o DDD, 2,2-bis-p-clorofenil-1,1-dicloroetano. Há ainda outros: DDMU, DDMS, DDNU, DDOH e DDA³. Este último metabólito é o único que não é lipossolúvel, sendo eliminado pela urina dos seres vivos. O DDE, por ser o mais persistente em organismos vivos, pode servir como indicador de exposição dos seres vivos ao DDT como, por exemplo, peixes de um rio contaminado¹⁷.

TOXICIDADE DO DDT

Embora o DDT atravesse facilmente o exoesqueleto quitinoso dos insetos, ele é pouco absorvido pela pele humana, o que explica sua relativa baixa toxicidade a nível tópico. O ser humano pode ser contaminado por exposição direta (inalação) ou por alimentos contaminados com DDT e outros pesticidas organoclorados. Sendo lipossolúveis, possuem apreciável absorção tecidual. São facilmente absorvidos pelas vias digestiva e respiratória. Devido à grande lipossolubilidade e à lenta metabolização, os organoclorados acumulam-se na cadeia alimentar e no tecido adiposo¹⁸.

Os pesticidas organoclorados, entre os quais inclui-se o DDT, atuam sobre o sistema nervoso central, resultando em alterações de comportamento, distúrbios sensoriais, do equilíbrio, da atividade da musculatura involuntária e depressão dos centros vitais, particularmente da respiração¹⁸.

Os efeitos do DDT no organismo ocorrem depois de atuarem sobre o equilíbrio de sódio/potássio nas membranas dos axônios, provocando impulsos nervosos constantes, que levam à contração muscular, convulsões, paralisia e morte. A intoxicação aguda nos seres humanos caracteriza-se por cloracnes, na pele, e por sintomas inespecíficos, como dor de cabeça, tonturas, convulsões, insuficiência respiratória e até morte, dependendo da dose e do tempo de exposição³.

Em casos de intoxicação aguda, após 2 h surgem os sintomas neurológicos de hiperexcitabilidade, parestesia na língua, lábios e membros inferiores, desconforto, desorientação, fotofobia, cefaléias persistentes, fraqueza, vertigem, alterações de equilíbrio, tremores, ataxia, convulsões tônico - clônicas, depressão central severa, coma e morte¹⁸.

Os sintomas específicos podem ocorrer em caso de inalação ou absorção respiratória, como tosse, rouquidão, edema pulmonar, irritação laringotraqueal, rinorréia, bradipnéia, hipertensão e broncopneumonia (esta última uma complicação freqüente)¹⁸.

Os pacientes atendidos no Centro de Controle de Intoxicações (CCI) do Hospital Universitário da UNICAMP, no período de janeiro de 1984 a junho de 1985, devido a intoxicações por inseticidas, atingiram 30% do total, equivalendo a 592 casos. Dentro deste grupo, 141 casos (23,8%) eram por pesticidas organoclorados¹⁹. Isto ocorreu antes da proibição da comercialização e uso de inseticidas organoclorados pelo Governo Federal¹¹.

As manifestações crônicas consistem em neuropatias periféricas, incluindo paralisias, discrasias sangüíneas diversas que podem até ser consequências de aplasia medular, lesões hepáticas com alteração das enzimas transaminases e fosfatase alcalina, lesões renais e arritmias¹⁸.

Foi verificado em camundongos uma incidência aumentada de tumores hepáticos, após uma exposição a altas doses, por longo prazo. Embora não tenha se verificado o mesmo com outros animais como ratos, cães, hamsters ou macacos²⁰. O DDT é um promotor de tumores, isto é, ele não causa os efeitos genéticos que culminam com o surgimento das neoplasias, mas potencializa a divisão das células neoplásicas que já tenham surgido. Também foi demonstrada, a nível celular, inibição das comunicações intercelulares em forma de placa, denominadas junções "gap", presentes na membrana das células normais²⁰. Estas junções não se encontram em células tumorais. Ao perdê-las, as células não são mais inibidas em sua divisão ao entrar em contato com outros tecidos, replicando-se então indefinidamente²¹.

Em um estudo sobre a associação da presença do metabólito DDE no tecido adiposo de pacientes com 6 tipos de câncer (fígado, pâncreas, seio, útero, mieloma múltiplo e linfoma não Hodgkin), os resultados encontrados por Cocco et al.²² não indicaram correlação para a maioria deles. Mas, embora não se tenha encontrado correlação positiva entre câncer hepático e DDT, em pessoas negras esta correlação apareceu no segmento formado por indivíduos brancos. Com base neste achado e na já conhecida associação entre câncer hepático e DDT em camundongos, os autores afirmam que novos estudos devam ser feitos sobre o assunto, a fim de confirmar ou rejeitar a hipótese de associação.

DDT é também um potente indutor das enzimas hepáticas do citocromo P 450, que promovem a ativação de outras substâncias carcinogênicas, como a Aflatoxina B₁ e a ciclofosfamida. A presença de DDT potencializa, portanto, os efeitos destes carcinógenos²⁰.

A eliminação se dá pela urina, cabendo destacar também a importante via de eliminação pelo leite materno¹⁸, colocando em exposição elevada bebês lactentes. Vannuchi²³ observou em Londrina, em 1984, uma contaminação de leite materno de 0,142 mg/kg de p,p'- DDT + p,p'- DDE, indicando que os bebês estavam ingerindo uma concentração maior que o estipulado posteriormente pelo Codex Alimentarius²⁴, para leite de vaca (0,05 mg/kg [ppm]). O que indica que a situação destas crianças era crítica.

Beretta e Dick²⁵, em um levantamento realizado em mulheres lactantes da zona urbana de Porto Alegre, Rio Grande do Sul, entre 1987 e 1988, encontraram valores médios de 2,98 ppm (µg/g de gordura do leite), de åDDT (DDT + DDE + DDD) variando entre 0,32 e 12,4 ppm. Das amostras analisadas, 73% excediam o limite de 1,25 ppm. E dentre os constituintes de åDDT, p,p'- DDE chegava à proporção de 95%, com uma concentração média de 2,53 ppm. Segundo as autoras, a lei federal promulgada em 1985¹¹ não estava sendo obedecida.

Efeito hormonal

O metabólito DDD foi, além de inseticida, utilizado como droga no controle da produção de corticóides pela glândula adrenal³.

Acreditava-se que o DDT e seus outros metabólitos não possuíam efeitos endócrinos, mas no final dos anos 80 os estudos de Bryan et al.²⁶ sugeriram que o DDT era um mimetizador de estrógenos, isto é, possuía propriedades farmacológicas semelhantes, e então começou-se a verificar o efeito hormonal da exposição ao DDT e seus derivados.

Estes compostos realmente podem atuar semelhantemente a hormônios como o estrogênio, ao ligarem-se a receptores específicos e induzirem efeitos estrogênicos. Os hidrocarbonetos clorados, especialmente o o,p'- DDT exercem estes efeitos em répteis, aves e mamíferos. A possibilidade que eles tenham um efeito complexo, ao interagir com diferentes receptores de hormônios esteróides, em diferentes níveis, com conseqüências bioquímicas e fisiológicas ainda desconhecidas, precisa ser verificada²⁷.

Em mamíferos, um dos efeitos estrogênicos induzidos pelo o,p'- DDT é o aumento do peso uterino em fêmeas. Nos machos, também bloqueia os receptores andrógenos. Já o metabólito p,p'- DDE possui pouca capacidade de se ligar ao receptor estrógeno, mas inibe a ligação entre o receptor andrógeno e a testosterona. Seus efeitos em experimentos com ratos de laboratório causaram manutenção de mamilos torácicos, atraso na separação do prepúcio no pênis e diminuição da vesícula seminal e próstata²⁸.

Hayes et al.²⁹, em estudo com o anfíbio africano Kassina senegalensis, chegaram a resultados sugestivos de que o DDT mimetiza corticosterona ou atua como agente estressante, causando um aumento da corticosterona endógena.

Beard et al.³⁰ examinaram a relação entre os níveis plasmáticos de DDE e densidade mineral óssea em 68 mulheres, sedentárias, que declararam ter aporte nutricional adequado de cálcio, e encontraram resultados sugestivos de que exposições a DDT podem estar associadas à redução da densidade mineral óssea.

Romieu et al.³¹ analisaram a relação entre histórico de lactação, níveis plasmáticos de DDT e DDE e risco de câncer de mama, em um estudo conduzido entre mulheres residentes da Cidade do México, entre 1990 e 1995. A quantidade de DDT no soro não foi associado a risco de câncer, mas a presença de níveis altos de DDE, principalmente entre mulheres pós-menopausa, pode aumentar os riscos de câncer de mama.

CONTAMINAÇÃO AMBIENTAL

Resíduos de pesticidas, especialmente organoclorados (DDT e metabólitos, BHC, aldrin, heptacloro e outros), estão presentes nas áreas mais remotas da Terra. Podem ser transportados por grandes distâncias através do mundo, retidos no organismo de animais migrantes marinhos^32,33, por correntes de ar e oceânicas¹². Já foram detectados nos Andes chilenos, em altitudes elevadas³⁴.

Pesquisadores especulam que os poluentes se movem pela atmosfera, a partir de suas fontes em locais quentes do globo, e se condensam ao atingirem regiões mais frias, precipitando-se sobre solos, vegetações e cursos de água, processo este conhecido por destilação global^{35, 36}. Isto pode ser a causa das altas concentrações de DDT e outros organoclorados encontradas nas regiões polares, após serem transportados por longas distâncias¹³.

Os padrões de distribuição do DDT e outras substâncias classificadas como poluentes orgânicas persistentes (POPs) ou contaminantes lipofílicos persistentes, sugerem que estas substâncias são transportadas através da atmosfera por longas distâncias. Uma comparação sistemática entre os hemisférios norte e sul indica que aquele encontra-se mais poluído. E o processo de equilíbrio entre ambos é relativamente lento. No entanto, os níveis de DDT, assim como o dos HCBs e PCBs (este último grupo não tem origem como pesticida, mas seus componentes possuem o mesmo comportamento ambiental, na condição de persistência e capacidade de se acumular em organismos vivos), encontram-se mais altos próximos às fontes devido à sua menor volatitlidade em comparação com os demais organoclorados¹³.

Os pesticidas aplicados em lavouras, terrenos ou em processos de reflorestamento ligam-se aos sedimentos do solo e sofrem ação de lixiviação e contaminação de águas, volatilização e contaminação do ar ou são absorvidos por microorganismos, vegetais ou animais³⁷.

A contaminação pode alcançar águas subterrâneas³⁸ e águas tratadas para consumo humano³⁹, embora nesses estudos estivesse em níveis considerados seguros.

Em geral, os lençóis freáticos apresentam riscos moderados de contaminação, porém as cargas contaminantes variam, dependendo de condições locais (temperatura, acidez, salinidade, etc)¹⁵. Avaliou-se a carga contaminante, resultante de atividades agropecuárias no estado de São Paulo, e concluiu-se que os maiores riscos estão associados a locais onde há uso intensivo de herbicidas, principalmente em áreas de cultivo de cana-de-açúcar³⁷.

Ao pesquisar a presença de DDT em solos e paredes de uma propriedade em Jacarepaguá, RJ, entre abril de 1997 e março de 1999, Vieira et al.⁴⁰ verificou que os solos ainda apresentavam contaminação com DDT. A última aplicação pela Fundação Nacional de Saúde (FUNASA) fora em 1990, para controle de leishmaniose. Porém, os valores relativos aos solos, de 1999, reduziram-se em relação aos valores encontrados em 1997, tendo diminuído de 351 µg/kg (ppb) em 1997 (åDDT) para 112 µg/kg (åDDT) em 1999.

CONTAMINAÇÃO DA BIOTA

As propriedades físico-químicas e biológicas do DDT e seus metabólitos, e demais organoclorados, fazem com que estes compostos sejam rapidamente absorvidos pelos organismos. As taxas de acumulação variam entre as espécies, e de acordo com a concentração, as condições ambientais e o tempo de exposição.

Os organismos acumulam estes compostos a partir do meio circundante ou pelos alimentos. No meio aquático, a absorção a partir do meio é mais rápida, enquanto que para os animais terrestres, a alimentação, seja carnívora, herbívora ou detritívora, é a via principal¹⁵.

Diferentes organismos metabolizam o DDT por diferentes vias. Dos principais metabólitos, DDE é o mais persistente, embora nem todos os organismos o produzam a partir do DDT¹⁵.

Denomina-se bioconcentração a absorção do composto diretamente do meio abiótico, resultando em uma concentração do composto no organismo maior que no meio abiótico que o cerca⁴¹. A proporção entre a concentração do composto no organismo e a concentração externa consiste no fator de bioconcentração. Os fatores de bioconcentração para peixes são geralmente maiores que os de seres vivos invertebrados, em relação aos organoclorados¹⁵. Muitos destes constituem suas presas.

Bioacumulação é a absorção do composto pelo organismo do meio abiótico ou biótico, podendo ou não a concentração exceder a da fonte⁴¹. A maioria do DDT presente nos peixes é absorvida a partir do corpo dos organismos que eles consomem. A maioria do DDT e metabólitos são retidos (bioacumulados) nos tecidos ricos em lipídios^42,43.

A posição do organismo na cadeia biológica tem importante influência sobre se a substância apresenta elevada absorção e baixa eliminação. A isto chama-se biomagnificação, onde a concentração do composto aumenta ao longo da cadeia alimentar. Ocorre biomagnificação quando as concentrações de um poluente nos tecidos de um organismo excedem as concentrações do nível trófico adjacente inferior em mais de 100%. É bem conhecida, por exemplo, a biomagnificação de metilmercúrio em ecossistemas aquáticos⁴⁴.

Em geral, seres vivos situados nos níveis tróficos mais altos tendem a conter mais organoclorados no organismo¹⁵, mas isso não é uma regra, podendo ser grandemente influenciada pelos hábitos alimentares, como por exemplo, em peixes detritívoros ou iliófagos, como o curimba (Prochilodus lineatus) que se alimentam de matéria orgânica em decomposição depositada no fundo⁴².

A biomagnificação do DDT foi demonstrada no Zimbabwe por Berg et al.⁴⁵, em uma área endêmica da doença do sono, transmitida pelas moscas tsé-tsé, e malária, transmitida por mosquitos, onde estes vetores eram combatidos com o uso do DDT. As concentrações de åDDT encontravam-se elevadas nos peixes carnívoros da represa do Lago Kariba (até 0,08 mg/kg, ou ppm) e na aves (0,09 ppm). Embora estes níveis estivessem abaixo da concentração considerada perigosa para seres humanos, os autores sugeriram que podem ocorrer diversos efeitos no meio ambiente, como diminuição da população das aves e de peixes predadores, causando um desequilíbrio no ecossistema.

Ruus et al.⁴⁶, em estudo sobre biomagnificação de cinco grupos distintos de organoclorados (PCBs, åDDT, clordanos, HCHs e HCB), em uma cadeia alimentar de um fiorde no norte norueguês, que envolvia os peixes Ammodytes marinus e Gadus morhua (bacalhau), e as focas Phoca vitulina e Halichoerus grypus, verificaram que o maior fator de biomagnificação encontrado foi o do åDDT (36,9), da Phoca vitulina para o Ammodytes marinus. As concentrações dos poluentes geralmente aumentaram de acordo com o nível trófico. Os padrões de composição dos organoclorados também diferiam entre as espécies; dentre os compostos de åDDT, as proporções de p,p'- DDE aumentaram de acordo com o maior nível trófico, enquanto que os de DDD decresceram. Segundo os autores, os dados sugeriram que os mecanismos de bioacumulação nos níveis tróficos mais baixos dependem principalmente de fatores físico-químicos, como a solubilidade dos poluentes, enquanto que nos superiores, são afetados por fatores bioquímicos, como o metabolismo corporal.

CONTAMINAÇÃO DE ECOSSISTEMAS AQUÁTICOS, MARINHOS E DE ÁGUA DOCE

Análise de amostras de água, partículas e suspensão e sedimentos de fundo, coletadas na Baía de Daya, China⁴⁷, indicou contaminação por organoclorados. Os perfis de distribuição destes poluentes sugerem que há várias fontes contribuindo para a contaminação da baía, incluindo lixiviação de solos, descarga de águas contaminadas por lixo e esgoto e detritos de indústria naval. A faixa de DDT foi de 26,8 a 975,9 ng/L na água e de 0,14 a 20,27 ng/g (peso seco) nos sedimentos. E a proporção DDT/DDE + DDD indica fontes recentes, o que aponta para a necessidade se tomar medidas urgentes para deter o uso de pesticidas como DDT e lindano.

Também na China, foram analisadas amostras de sedimentos de três estuários da costa sudeste, para a presença de hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, PCB e pesticidas organoclorados⁴⁸. As altas concentrações de åDDT (2,5-24,7 ng/g) encontradas devem-se ao uso indiscriminado de DDT, o que se sabe ter ocorridos nos anos 60 e 70, contaminando os estuários consideravelmente, a partir de rios e lixiviação de solos. Atualmente, as altas proporções DDT/DDD e DDT/DDE indicam lenta degradação, adição recente de DDT ou fatores ambientais excepcionais. A predominância de DDD sobre DDE em dois dos estuários implica em degradação em condições anaeróbicas, devido à baixa taxa de circulação de água para o mar aberto. No estuário onde havia mais intercâmbio com a água do mar, o DDE predominava sobre o DDD. As concentrações dos outros inseticidas e PCBs estavam baixas.

Em um monitoramento de ecossistema marinho de águas profundas, determinou-se a presença de organoclorados em peixes e outros organismos da Baía de Suruga, Japão, e comparou-os com espécimes coletadas de águas rasas, na mesma baía. Congêneres de PCB foram os predominantes, seguidos de congêneres de DDT. Não houve diferença significativa em relação às concentrações presentes nos organismos de águas rasas, exceto para HCH, onde foram maiores. Também não foi verificada correlação com a cadeia alimentar, sendo as concentrações atribuíveis a uma partição de equilíbrio com a fração de lipídios corporais. Em todos os organismos, o composto de åDDT predominante foi o DDE, exceto em uma espécie de lagosta. Por último, os autores declaram que os níveis encontrados foram menores que os verificados por outros autores, em outros oceanos e mares do mundo³².

Nas regiões tropicais, radiação solar e altas temperaturas podem influenciar favoravelmente na remoção dos organoclorados do ambiente, ao gerar volatilização e degradação. Foi o que sugeriu o estudo empreendido por Kumblad et al.⁴⁹ no lago Songkhla, Tailândia, ao determinar as concentrações de åDDT em quatro espécies de peixes. A alta produtividade biológica também contribuiu para as baixas concentrações encontradas, por resultar em um efeito diluente, ao distribuir pela grande quantidade de matéria orgânica presente. A magnitude de åDDT nos peixes foi similar às concentrações encontradas em estudos anteriores, citados no texto, em outras partes da Tailândia, e inferior ao que se verificara anteriormente no Mar Báltico, localizado no norte da Europa⁵⁰.

O trabalho de Kumblad et al.⁴⁹ fornece dados para um melhor entendimento do comportamento do DDT em ecossistemas aquáticos tropicais. As baixas concentrações de åDDT encontradas nos peixes do lago acima devem-se à diluição biótica e processos de degradação. Isto demonstra a necessidade de novos estudos sobre o comportamento do DDT e outros organoclorados nos trópicos, a fim de se compreender melhor sua distribuição global.

Trabalho similar já havia sido feito em 1990⁴⁵, em peixes da represa do Lago Kariba, fronteira de Zimbabwe com Zâmbia. Os níveis encontrados eram similares aos vistos em peixes da Suécia e outros locais de clima temperado, onde o DDT fora proibido há mais tempo. Os autores postularam que isso era devido a degradações biológica e química, radiação ultra-violeta e temperatura.

Torres⁵¹ pesquisou a presença de DDT e metabólitos, bem como outros pesticidas organoclorados, bifenilas policloradas (PCBs) e hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, nos sedimentos dos rios brasileiros Guandú e Paraíba do Sul, Rio de Janeiro, e Rio Rato, afluente do Rio Tapajós, estado do Pará. Os dois primeiros situam-se em locais de poluição de origem industrial ou zonas agrícolas, enquanto que o Rio Rato situa-se em local endêmico para malária e febre amarela, que são combatidas com o uso de inseticidas. A presença de 0,2 a 0,8 ppb de DDT em sedimentos de fundo pode estar relacionada ao uso agrícola nos rios Guandú e Paraíba do Sul. No caso do Rio Rato, onde o DDT fora aspergido dentro de casas, encontrou-se até 68 ppb nos sedimentos. No solo, os níveis ultrapassavam 1 ppm.

Nas regiões polares, a degradação dos organoclorados da biosfera é ainda mais baixa que nos trópicos, o que faz com que sua remoção seja ainda menor, e a bioacumulação e a biomagnificação continuam ocorrendo. Strachan et al.⁵² participaram da expedição russo-americana aos mares de Bering e Chukchi, organizada pelo Instituto Russo de Clima e Ecologia Global e pelo US Fish and Wildlife Service, em agosto-setembro de 1993. As coletas de amostras de águas foram realizadas em 21 pontos distintos e pesquisadas quanto à presença de 19 pesticidas organoclorados, 11 clorobenzenos e 113 congêneres de PCB.

A maioria dos organoclorados foi encontrada em maior concentração na coluna d'água que nos sedimentos em suspensão, sendo a-HCH e g-HCH os encontrados em maior quantidade. Todas as amostras tiveram p,p'-DDT como principal resíduo de åDDT. Isto indica uso recente, embora não necessariamente na região estudada. Os níveis decresciam no sentido sul-norte.

Uma pesquisa foi realizada no Canadá, em amostras de água coletadas mensalmente no Rio São Lourenço e quatro de seus estuários, de agosto de 1990 a novembro de 1991⁵³. As análises de determinação de åDDT, indicaram que as maiores concentrações ocorreram no mês de abril, durante o degelo de primavera (média de 3,02 ng/L), e decresceram logo em seguida. Segundo os autores, as duas fontes mais prováveis, para o Rio São Lourenço, são, a absorção do åDDT atmosférico, carreado pela neve, e a água contaminada proveniente dos Grandes Lagos. Nos tributários, o aumento da concentração em abril é atribuída ao derretimento da neve e à lixiviação dos solos contaminados. Também foi verificado, nas águas dos tributários, que as razões DDT/DDE + DDD diminuem no período de abril a setembro, indicando um ciclo anual tempo/temperatura dependente sobre as concentrações ambientais. Esta tendência não ocorreu no Rio São Lourenço, sendo atribuído a um uso então recente de Dicofol, inseticida que contém resíduos de DDT como impureza, mantendo, com isso, as razões DDT/DDE + DDD constantes.

A queda de neve carreia contaminantes orgânicos da atmosfera e os concentra rente ao solo, ao formar as calotas de neve. Durante o degelo, os contaminantes podem alcançar os ambientes aquático e terrestre, ou se volatilizarem e retornarem à atmosfera. Wania⁵⁴ apresentou um esquema para descrever este processo, com cálculos de natureza físico-química, com DDT e outros organoclorados. Concluiu que o DDT, diferente dos demais, tende a ser retido no solo pela matéria orgânica, até ser carreado por ação mecânica de lixiviação.

Em um estudo sobre interação entre eutrofização e contaminantes, Gunnarsson et al.⁵⁵ citam que contaminantes bioacumulativos, como organoclorados se diluem onde há uma grande biomassa, ou grande quantidade de matéria orgânica presente, o que ocorre nos ambientes aquáticos eutrofizados.

Mas, segundo Bignert et al.⁵⁰, o decréscimo das concentrações de organoclorados em ecossistemas de águas doce e marinha da Suécia, constatado num monitoramento de 28 anos (1967-1995), o principal fator para a redução dos níveis deveu-se, provavelmente, às medidas governamentais que foram tomadas para reduzir a poluição. Os decréscimos nas concentrações ocorreram similarmente em todos os ambientes, mesmo nos lagos mais remotos, não eutrofizados, e situados longe de fontes poluentes. Além disso, houve diferenças marcantes no tempo de depuração dos outros organoclorados, como HCH e PCB. Os autores ainda apontam um súbito aumento, seguido de uma súbita redução, da concentração no período 1983-1986, após uma campanha de controle de insetos ter sido realizada na antiga Alemanha Oriental, por meio de DDT.

As variações nas concentrações de organoclorados em peixes de lagos de regiões árticas, que são contaminadas somente por transporte atmosférico por longas distâncias até serem lá depositados, podem ser devidas a concentrações variáveis, presentes na precipitação, ar, água e sedimentos. Estes fatores, por sua vez, variam com a localização geográfica e as características da água do lago ou cursos de água que o alimentam. Em um estudo realizado em um lago remoto, não eutrofizado, no norte canadense⁵⁶, foram determinados os níveis de organoclorados presentes na água, sedimentos e biota, para examinar a participação da atmosfera na deposição de organoclorados e sua transferência de compartimentos abióticos para bióticos por bioacumulação. Os resultados sugerem que a absorção dos organoclorados presentes na atmosfera é uma rota muito importante, bem como a precipitação. Avaliações das trocas água - ar sugeriram que as águas do lago estavam próximas do equilíbrio com a atmosfera, para p,p'- DDE, a-HCH e trans-nonaclor. Em relação à cadeia alimentar, houve correlação com o nível trófico de cada um, bem como com a quantidade lipídica de cada ser vivo.

DDT e organoclorados em peixes

A biota aquática é um importante reservatório de DDT, metabólitos e outros organoclorados no ambiente, porque está bem documentado o processo de biomagnificação através da cadeia alimentar, apresentando as maiores concentrações nos organismos de nível trófico mais elevado, como os peixes carnívoros. Assim, além dos efeitos tóxicos dos pesticidas organoclorados para a exposição humana, a possibilidade das espécies de níveis tróficos elevados serem afetados pode acarretar desequilíbrio na estrutura das comunidades¹⁵. Ainda há os peixes que não estão em níveis tróficos superiores, mas que poderão atingir altos níveis de contaminação, ao absorverem nutrientes que possuirem grande carga de poluentes, por estes se associarem aos sedimentos de fundo^42,17.

Bressa et al.¹⁷ estudaram os níveis de compostos organoclorados e åDDT em enguias (Anguilla anguilla, L.) oriundos do delta do Rio Pó, Itália. Esta espécie possui um considerável conteúdo de tecido adiposo, o que predispõe ao acúmulo destes contaminantes, além de ter como hábito alimentar, a ingestão de matéria orgânica em decomposição que está em contato com os sedimentos do fundo (detritívora). As capturas foram feitas em março (primavera) e outubro (outono). Os principais compostos identificados foram PCBs, HCB, p,p'- DDT e seus metabólitos p,p'- DDE e p,p'- DDD. As concentrações foram maiores nos peixes capturados na primavera, e se correlacionaram com a concentração de gordura presente.

Ainda segundo Bressa et al.¹⁷, o metabólito de DDT mais abundante foi o p,p'-DDE, que chegou a uma concentração máxima de 36,45 µg/kg (ppb) de peso seco, com média de 29,65 ± 6,80 ppb. As concentrações de p,p'- DDT e p,p'- DDD foram, respectivamente, 4,48 ± 0,45 e 21,42 ± 5,66, nas amostras coletadas na primavera. Os autores concluíram que não havia risco para a saúde pública, pois os níveis de organoclorados detectados estavam em níveis abaixo de serem considerados perigosos, que é de 2000 ng/g (2 ppm), segundo a U.S. Food and Drug Administration (USFDA) (apud Bressa et al.)¹⁷, mas poderia ser perigoso para os animais predadores, como aves, o que configuraria um risco ambiental.

A fim de avaliar a exposição das populações ribeirinhas, Viganò et al.⁵⁷ pesquisaram níveis de PCBs, DDTs (p,p'- DDT + p,p'- DDE), e equivalentes de tetraclorodibenzeno-para-dioxinas (TCDD) em sedimentos do fundo e em três espécies de peixes ciprinídeos dos rio Pó, Itália, tendo como referência para os dois pontos de coleta a confluência de outro rio, Rio Lambro. As duas espécies carnívoras revelaram-se as mais contaminadas, e uma delas (Leuciscus cephalus) mostrou nível de contaminação superior, em mais de 2 vezes, em relação ao ponto de coleta situado abaixo da confluência do rio Lambro. Esta área do rio está exposta a uma complexa mistura de poluentes químicos industriais e de atividades agrícolas, situadas nas margens de ambos os rios, apresentando uma contaminação que influenciou os níveis de poluição dos pontos de coleta. A concentração média de DDT encontrada nas 3 espécies (Chondrostoma söeta, Leuciscus cephalus e Barbus plebejus) foi, respectivamente, 871, 856 e 2.204 ppb (ou ng por grama de peso de tecido adiposo), acima da confluência do rio Lambro, e 1.137, 2.296 e 4.029 ppb abaixo da confluência. Verificou-se a influência, tanto da posição na cadeia alimentar, quanto da quantidade de poluentes, na concentração destas substâncias retidas nos organismos. Neste caso, os níveis de organoclorados detectados estavam em níveis superiores aos considerados perigosos, que é de 2000 ng/g (2 ppm) (U.S. Food and Drug Administration [USFDA] apud Bressa et al.¹⁷).

Na Argentina, Menone et al.² analisaram as concentrações de PCBs e diversos pesticidas organoclorados, incluindo DDT e metabólitos, no organismo de peixes de água doce da espécie Odontesthes bonariensis, na lagoa de Mar Chiquita. Os compostos foram detectados em concentrações na ordem de ng/g (ppb), com níveis em tecidos na ordem decrescente: tecido adiposo > fígado > gônadas > gordura mesentérica > músculos, refletindo a diferença no conteúdo de gordura. Os pesticidas predominantes foram DDT e metabólitos, lindano e ciclodienos, refletindo o uso passado e presente destes pesticidas na região. A proporção de pesticidas organoclorados para PCBs foi maior que 1, sendo consistente com a contaminação da região por pesticidas. No entanto, as concentrações dos compostos estavam abaixo dos limites máximos toleráveis para consumo humano.

Lara et al.⁵⁸ detectaram isômeros de BHC e DDT e metabólitos, principalmente p,p'- DDE, em peixes do litoral de Santos, SP. Em uma amostragem de 50 peixes, os isômeros de BHC foram detectados em 84 % das amostras, variando de 10 a 940 µg/kg (ppb) de BHC total; e DDT e metabólitos (å DDT) foram detectados no organismo de três tainhas e uma salteira (8% das amostras), variando de 20 a 41 µg/kg (ppb).

Matsushita e Souza⁴² encontraram 8 tipos diferentes de organoclorados em três espécies de peixes no Rio Paraná, situado na divisa de estados PR/MS. Entre eles estavam p,p'- DDT e p,p'- DDE. Os autores mencionam a importância da quantidade de tecido adiposo, a posição na cadeia trófica e o hábito alimentar como determinantes da quantidade no organismo. Os autores citam trabalhos anteriores que haviam detectado os pesticidas nos vegetais que serviam de alimento para uma das espécies, e terminam o trabalho declarando que a contaminação dos peixes por estes resíduos organoclorados é preocupante, porque fazem parte da alimentação da população ribeirinha e são comercializados nos estados do Paraná, Santa Catarina, São Paulo e Mato Grosso do Sul.

MONITORAMENTO DE DDT E OUTROS PESTICIDAS EM ÁGUAS SUPERFICIAIS

O monitoramento de DDT e outros pesticidas em águas superficiais é pobre em várias partes do mundo, especialmente em países em desenvolvimento. Embora pesticidas estejam incluídos em vários programas governamentais, há falta de verba, e dificuldades de aplicá-los no exato momento do ano em que os pesticidas são utilizados, na agricultura ou em programas de saúde, por exemplo. Além disso, países subdesenvolvidos têm dificuldade de realizar as análises, devido a problemas de falta de profissionais, reagentes e técnicas adequadas. Novas técnicas utilizando procedimentos de imunoensaios, para detectar presença de pesticidas, poderiam reduzir os custos e aumentar a eficiência⁵⁹.

Existem problemas que podem influenciar nas análises de água, como a presença de sólidos em suspensão. Suas concentrações na água de rios podem variar de 10 a 10000 mg/L, e serem ainda maiores em certas ocasiões, como lixiviação em época de chuvas fortes. Segundo Ongley et al.⁶⁰, 67 % do DDT é transportado em associação com a matéria em suspensão, quando a concentração dos sólidos em suspensão está em torno de 100 mg/L, e aumenta para 93 % quando sobe para 1000 mg/L. E foi detectada em 100 % quando a concentração está em 10000 mg/L.

Segundo a FAO/ASFA⁵⁹, problemas analíticos como quantidades abaixo do limite de detecção, controle de qualidade deficiente e análises de recuperação que podem variar de 50 a 150 %, para compostos orgânicos, significa que os dados de monitoramento podem ser indicadores deficientes de poluição por pesticidas, quando estes estão adsorvidos aos sólidos em suspensão. Considera-se que o valor denominado "Não detectável" pode ser devido a procedimentos inadequados de amostragem e/ou análise. Considera-se que valores associados a sedimentos sejam, em geral, muito maiores que os registrados, e que valores ditos "Não detectáveis" podem não corresponder à realidade⁵⁹ .

Claramente, isto causa dificuldades na avaliação de pesticidas em várias partes do mundo. Algumas agências de controle de água usam vários tipos de amostras (água + sedimento + biota), a fim de obter resultados mais acurados⁵⁹.

Não obstante técnicas analíticas adequadas de água e/ou sedimentos, a presença de um pesticida persistente como o DDT não é fácil de interpretar. Sua presença pode tanto indicar que foi despejado recentemente no local, ou transportado por longas distâncias pela atmosfera, ou é um resíduo remanescente de seu uso em uma época passada. Por exemplo, DDT é encontrado frequentemente no território dos EUA, apesar de seu uso ter sido abolido há vários anos.

CONTAMINAÇÃO DOS ALIMENTOS

O DDT já era contra-indicado no tratamento de ectoparasitos do gado leiteiro, antes de ser proibido, porque é eliminado pelo leite, além de armazenar-se no tecido adiposo. A ocorrência de níveis tóxicos na carne e no leite concorreu para a proibição de sua fabricação e comercialização⁴.

Já foi registrada contaminação por DDT e outros organoclorados na América Latina em carne bovina, carne de aves, leite, frutas, hortaliças, legumes, cacau, arroz e até mesmo em óleos, de milho, soja, girassol e oliva. No caso dos produtos de origem vegetal, este pode ser contaminado tanto por absorção foliar após aspersão, quanto por translocação através do solo³.

Estimou-se que cerca de 90 % do DDT e metabólitos retidos no organismo dos seres humanos é proveniente da alimentação. Em 1965, quando ainda não era proibido, a absorção pelos cidadãos americanos era de aproximadamente 0,04 mg/ dia dos alimentos, e de 4,6 x 10^-5 mg/dia da água, de menos de 6,0 x 10^-5 do ar urbano e de menos de 5,0 x 10^-4 do ar em regiões agrícolas, com uso constante do DDT⁶¹. Outros investigadores^{62, 63} chegaram à mesma conclusão: a de que a ingestão de alimentos é a principal fonte de exposição ao DDT e outros compostos organoclorados para a maioria da população.

Analisando 44 amostras de leite comercializado na cidade de São Paulo, coletadas de fevereiro a dezembro de 1979, para determinação de pesticidas organoclorados, Lara et al.⁶⁴ encontraram p,p'- DDE em 95,4 % das amostras, sendo que em apenas 15,9 % das amostras havia p,p'- DDT e o,p'- DDT. A média foi de 0,03 (mg/kg de gordura do leite) ppm, com um máximo de 0,21 ppm.

Os mesmos autores fizeram trabalho semelhante entre 1980 e 1981, desta vez com três marcas comerciais de leite tipo B, em 36 amostras em 1980 e 12 amostras em 1981. Esses valores variaram de 0 a 0,22 mg/kg em 1980 e de 0 a 0,10 mg/kg em 1981. Desta vez revelou-se um novo contaminante ambiental: o dieldrin, que é utilizado como inseticida, e é também um metabólito do aldrin. Este variou de 0 a 0,04 mg/kg (gordura de leite) em ambos os anos⁶⁵.

Baseados em estudos toxicológicos e epidemiológicos, Mariën e Laflamme⁶⁶ recomendam uma concentração máxima de ingestão diária tolerável de DDT, para proteção à saúde de populações especialmente sensíveis (ex: neonatos e lactentes), de 0,005 mg/kg/dia. Neste mesmo trabalho, os autores concluíram, que as mães que se alimentavam regularmente de duas espécies de peixes do rio Yakima, estado de Washington - EUA, tinham concentrações de DDT no leite suficientemente altas (2,4 mg/kg) para exporem seus filhos a dosagens de DDT acima da ingestão diária aceitável. A ingestão pelos filhos lactentes foi calculada em 0,02 mg/kg dia. As concentrações médias nos peixes eram de 0,84 mg/kg e 1,63 mg/kg.

De acordo com Vieira⁴⁰, a concentração média de åDDT encontrado em ovos de galinha apresentou-se em torno de 1,98 mg/kg (ppm) de lipídios extraíveis, na gema, sendo 82% de p,p'-DDE e 16% de p,p'-DDT.

Segundo a Comissão do Codex Alimentarius²¹, os limites máximos permitidos (tolerados) são 0,05 mg/kg para o leite, 0,1 mg/kg para grãos, 5,0 mg/kg para carnes e 0,5 mg/kg para ovos. A USFDA recomenda um máximo de 2,0 mg/kg para peixes (apud Bressa et al.¹⁷).

Kalantzi et al.⁶⁷ usaram a manteiga como indicador para refletir as escalas global e regional de PCBs e outros organoclorados (entre eles o DDT) no ar. Isto foi baseado no fato de que estes poluentes se concentram na gordura do leite bovino, onde as concentrações estão relacionadas pela ingestão de pastos ou silagens, que por sua vez sofrem a ação da deposição atmosférica. As concentrações de åDDT e HCH nas amostras variaram em várias ordens de magnitude, com os maiores níveis sendo encontrados em áreas de uso comum, como Índia e zonas específicas das Américas do Sul e Central. Os autores consideraram a manteiga como um indicador eficaz, mas ainda faltam dados quanto a fatores climáticos e de manejo do gado, que influenciam o processo de transferência ar-pasto/silagem-gordura do leite.

DDT E CONTROLE DE MALÁRIA

Um dos mais importantes usos do DDT é o controle de mosquitos vetores da malária, cuja principal espécie transmissora, Anopheles darlingi, já foi encontrada do México até o norte da Argentina. No Brasil, antes das campanhas de erradicação, somente os estados de Paraíba, Rio Grande do Norte, Santa Catarina e Rio Grande do Sul estavam livres. Ocorre em locais com grandes volumes de água, como represas, lagos e grandes rios, límpidos e pobres de matéria orgânica ou sais⁷.

O principal recurso disponível para interromper a transmissão da malária consiste na aplicação de inseticidas de ação residual, com aplicação intradomiciliária. O êxito desta operação está no fato de agirem no local onde se dará a transmissão mosquito - ser humano. Recomendam-se concentrações que assegurem mortalidade de 65 a 85% dos insetos.

Os inseticidas usados são, na ordem de preferência, hidrocarbonetos clorados, organofosforados, carbamatos e piretróides sintéticos (Tabela 1).

Em pesquisa para controle global de malária, um grupo de estudo da Organização Mundial de Saúde promoveu debate sobre a proibição ou não de DDT, com base na possível associação entre DDT e câncer humano, bem como de DDT no leite materno. O comitê chegou às seguintes conclusões²²:

1. que não há provas suficientes de efeitos nocivos à saúde humana pela exposição ao DDT, após aplicação em interiores domiciliares;

2. não haveria, portanto, justificativa de ordem toxicológica ou epidemiológica para modificar a política atual de aspersão de DDT em interiores de residências;

3. foram especificadas as condições a serem aplicadas em campanhas de saúde contra a malária;

4. ao planejar um programa de controle de malária em um país ou região, serão levados em conta os seguintes fatores:

- o custo de cada inseticida;

- a disponibilidade de outros métodos de luta antivetorial, onde se incluem os inseticidas alternativos, levando-se em conta os custos e riscos à saúde humana de cada um;

- o surgimento de insetos resistentes, em especial a resistência cruzada, que não é impossível e pode surgir quando se utilizam os inseticidas alternativos;

- a aceitação da população ante o emprego de novos, sobretudo em relação à saúde pública.

Tendo em conta a escassez de dados que indiquem os efeitos nocivos causados pela aplicação no interior das residências, devem ser feitas investigações epidemiológicas que comprovem os fatos, mediante procedimentos científicos rigorosos.

Também devem ser executados estudos adicionais para:

a) examinar as consequências à saúde dos lactentes que seriam causadas pela ingestão de DDT pelo leite materno;

b) investigar a fundo qualquer associação presumida entre o emprego de DDT, em metas de controle antipalúdicas, e o aumento da incidência de câncer.

Os anofelinos adquiriram resistência aos pesticidas, entre eles, os organoclorados. Isso explicaria porque os casos de malária voltaram a crescer durante os anos 70⁷.

O controle sistemático de combate aos vetores da doença iniciou-se na Amazônia, em 1945, nas localidades de Breves e Santa Mônica, Pará. Em setembro de 1947 já havia sido utilizado em outras localidades do estado, no estado do Amazonas e em Guaporé (atual Rondônia) e Amapá, territórios federais na época⁶⁸. Segundo Roberts⁵, o reaparecimento da malária na América do Sul deve-se ao fato de os países terem deixados de utilizar DDT nos programas de controle. Os dois únicos países onde a malária não reapareceu foram Venezuela e Equador, devido ao fato de o DDT não ter sido proibido.

Alguns malariologistas argumentam que a aplicação dentro de residências, que seria prejudicial à saúde humana, não é convincente. E que em vários países, o uso de inseticidas organoclorados é o único meio economicamente viável de controle, assim como para a leishmaniose. Seus escassos orçamentos para as campanhas de saúde não possibilitariam substituir satisfatoriamente os inseticidas organoclorados, tendo em vista os preços mais elevados de possíveis alternativas⁶⁹.

Os custos mais elevados de controle por meio de outros pesticidas superariam os eventuais riscos à saúde, se houver. Os autores argumentam que são inconsistentes os indícios de malefícios à saúde causados por DDT e organoclorados, bem como que a aplicação dentro das casas não causa riscos ao meio ambiente⁶⁹.

Durante a Conferência das Nações Unidas, realizada entre 4 e 10 de dezembro de 2000, ficou declarado que oito pesticidas considerados nocivos ao ambiente e à saúde serão proscritos pelos países signatários, a saber: hexaclorobenzeno, endrin, dodecacloro, toxafeno, clordano, heptaclor, aldrin e dieldrin. Mas propôs-se que o DDT ainda seja utilizado no controle de malária, pois países que o utilizam para este propósito, ainda necessitam de recursos e tempo para definir e implementar alternativas. O DDT será utilizado somente dentro do interior de residências, e não mais para a agricultura⁷⁰.

AGRADECIMENTOS

Esse trabalho teve o apoio da CAPES (bolsa de doutorado: MSc. C. D'Amato) e do CNPq (PRONEX 0877). O laboratório cromatográfico foi construido durante a cooperação internacional C*11-CT93-0055 (Comunidade Européia). O Dr. J. Torres é `Selikoff Fellow' da Mount Sinai School of Medicine (Grant 1 D43 TW00640 - Fogarty International Center of the National Institutes of Health).

REFERÊNCIAS

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2009-03-26T05:38:00.001-04:00

Cad. Saúde Pública v.19 n.2 Rio de Janeiro mar./abr. 2003

ARTIGO ARTICLE

Serum DDT in malaria vector control sprayers in Mato Grosso State, Brazil

DDT em soro sangüíneo de agentes de saúde da Fundação Nacional de Saúde no Estado de Mato Grosso, Brasil

Eliana Freire Gaspar de Carvalho Dores; Leandro Carbo; Adley Bergson Gonçalves de Abreu

Departamento de Química, Instituto de Ciências Exatas e da Terra, Universidade Federal de Mato Grosso. Av. Fernando Corrêa s/n, Cuiabá, MT 78060-900, Brasil.

Correspondence

ABSTRACT

DDT was used intensively in vector control programs in Mato Grosso State until 1997. The present study aimed to determine DDT concentrations in blood samples from Brazilian National Health Foundation workers in Mato Grosso. Blood samples were analyzed from 41 sprayers, 20 drivers, and 14 unexposed workers, collected in June 1999 and October 2000 in two regions of the State (Sinop and Cáceres). Sprayers and drivers were occupationally exposed, and no significant differences were found in serum DDT levels between these two groups in either region. Likewise, no significant differences were found in p,p'DDE and total DDT levels between Cáceres and Sinop. However, p,p'DDT levels were higher in Sinop due to the intensive use of this insecticide in the region in recent years. The two regions together showed the following results: total DDT ranging from 7.50µg/L to 875.5µg/L (median = 135.5µg/L) for sprayers; from 34.5µg/L to 562.3µg/L (median = 147.7µg/L) for drivers; and from undetected to 94.8µg/L (median = 22.5µg/L) for unexposed workers.

Key words: Insecticides; DDT; Occupational Exposure; Occupational Health

RESUMO

O uso de DDT em campanhas de saúde pública foi intenso em Mato Grosso, tendo sido suspenso em 1997. Este estudo objetivou determinar os níveis de DDT em amostras de sangue de funcionários da Fundação Nacional de Saúde de Mato Grosso. Foram analisadas 41 amostras de soro sangüíneo de agentes de saúde, 20 de motoristas e 14 de trabalhadores não expostos coletadas em julho de 1999 e outubro de 2000 em duas regiões do Estado (Sinop e Cáceres). Os agentes de saúde e os motoristas estiveram ocupacionalmente expostos, não havendo diferença significativa entre os resultados destes dois grupos nas duas regiões. Não foram encontradas diferenças significativas nos teores de p,p'DDE e DDT total entre os resultados das duas regiões, entretanto, os níveis de p,p´DDT foram significativamente maiores no Distrito de Sinop devido ao fato do DDT ter sido mais intensamente usado neste distrito em anos mais recentes. Os níveis de DDT total variaram de 7,50µg/L a 875,5µg/L (mediana = 135,5µg/L) para os agentes de saúde; de 34,5µg/L a 562,3µg/L (mediana = 147,7µg/L) para os motoristas e de não detectado a 94,8µg/L (mediana = 22,5µg/L) para os trabalhadores não expostos.

Palavras-chave: Inseticidas; DDT; Exposição Ocupacional; Saúde Ocupacional

Introduction

Mato Grosso State in Central Western Brazil is an endemic area for malaria. According to the Mato Grosso State Office of the Brazilian National Health Foundation (FUNASA/MT), DDT was used for malaria vector control until 1997, when its use was banned by a court decision.

Malaria occupies a prominent place among the tropical endemic diseases. Brazil, Peru, Guyana, and 18 other malaria-endemic countries of the Americas presented a consistent pattern of low rates of malaria until the late 1970s, followed by a geometric increase in malaria incidence in subsequent years. According to Roberts et al. (2000), true growth in malaria incidence corresponds temporally to changes in global strategies for malaria control. Underlying the concordance of these events is a causal link between decreased spraying of dwellings with DDT and increased malaria. Separate analyses of data from 1993 to 1995 showed that countries that have recently discontinued their spraying programs are reporting major increases in malaria incidence. The history of the struggle against malaria in Brazil is over 50 years old, and the most frequently used strategy has been spraying of domiciles with DDT (Souza, 1998).

Although DDT brought undeniable benefits to public vector control campaigns, its use was banned due to its eco-toxicological risks as a consequence of its persistence in the environment, bioaccumulation in food chains, and slow elimination from living beings.

Workers involved with domiciliary DDT spraying as part of vector control campaigns are particularly vulnerable to contamination by this substance due to their high exposure. Souza (1998) conducted a survey on the use of insecticides by FUNASA/MT sprayers and called attention to their lack of training and preparation for handling such compounds. The author also reported that even when personal protective equipment was available, workers resisted using it, claiming that it was uncomfortable and interfered with their work. The same situation is common among agricultural workers in developing countries, where pesticides tend to be handled carelessly, and personal protective equipment is seldom used (Jeyaratnam, 1993).

Organochlorine pesticide residues have been detected in the blood serum of exposed and unexposed workers around the world. Several studies on the contamination of personnel working in vector control household spraying have been conducted in Brazil.

In the State of Minas Gerais, Franklin & Peixoto (1986) studied 106 sprayers from SUCAM (the Superintendency of Public Health Campaigns) who handled HCH (hexachlorocyclohexane, 30% gamma-isomer), widely utilized to control Chagas disease vectors, to determine the serum levels of this insecticide. A control group of unexposed individuals was also analyzed. Blood samples from 10 unexposed individuals were collected and analyzed. b-HCH was detected in all samples at levels varying from 0.08 to 0.68µg/dL, while a-HCH was detected in only three samples. Among the exposed workers, only b-HCH was detected in all samples, at concentrations from 0.19 to 13.44µg/dL. This can be explained by the fact that this is the most stable and persistent isomer. No correlation was found between time on the job as sprayers and HCH blood levels.

Carvalho & Berbet (1987) measured serum organochlorine insecticides (DDT and HCH) in occupationally exposed vector control workers in the State of Bahia. They reported high absorption levels, exceeding the limits established by occupational health legislation. This excessive absorption occurred partially due to the lack of use of personal protective equipment, workers' habits in the work environment, and lack of knowledge concerning proper handling measures and techniques for pesticide application. Mean serum concentration in a control group was 3.23 ± 2.72µg/L for total HCH and 8.55 ± 9.14µg/L for total DDT. In this group, o,p'DDT and p,p'DDD were not detected and p,p'DDT was found in only three samples, while p,p'DDE appeared in all samples, with a mean concentration of 8.32 ± 9.03µg/L. Among the three exposed groups that were studied (one group with recent but not past exposure to DDT, one with past but not recent exposure, and one with both past and recent exposure), the latter showed the highest mean serum concentration, with 732.50 ± 685.20µg/L. From the occupational health point of view, all exposed groups presented total serum DDT levels above the values considered normal in NR-7 (see below), that is, 30µg/L.

Act 6,514 (Dec. 22, 1977) of the Brazilian Ministry of Labor, in its Regulatory Provision NR-7, established threshold limit values (TLVs) for chemicals in biological samples from workers. TLVs are the maximum tolerable concentrations of endogenous substances not to be exceeded in the human body. For serum DDT, the TLV was set at 500µg/L. According to this same legislation, normal serum DDT concentration in individuals without occupational exposure to this chemical was 30µg/L. These guidelines were re-edited in 1994, when organochlorine pesticides were excluded.

Minelli & Ribeiro (1996a) determined serum insecticide residues in 26 sprayers who had handled HCH and DDT in malaria vector control campaigns in São José do Rio Preto, São Paulo State. The control group of unexposed workers consisted of 16 individuals. The substances o,p'DDT and g-HCH were detected in 62% and 92% of the samples, respectively. All blood samples were contaminated with a-HCH, b-HCH, p,p'DDT, and p,p'DDE at mean concentrations of 0.4, 31.8, 64.3, and 13.5µg/L, respectively. The levels of b-HCH, p,p'DDE, and p,p'DDT were considerably higher than those found in samples of unexposed workers, with mean concentrations of 3.3, 14.3, and 1.5µg/L, respectively

Recent studies of groups not occupationally exposed to organochlorine pesticides were conducted in Brazil by Koifman et al. (1998), Paumgartten et al. (1998), and Delgado et al. (2002). The first group performed a case study to investigate the occurrence of a cancer cluster among young indigenous adults in an Amazonian village. The authors evaluated the different environmental exposures possibly associated with this cancer cluster, i.e., exposure to ionizing radiation, organochlorine (DDT) and organophosphorus pesticides, and heavy metals. 89 blood samples were analyzed, and median serum p,p'DDT ranged from 26.3µg/L (men 30 years of age or older) to 58.1µg/L (children).

Serum organochlorine pesticide levels were determined in agricultural workers from Rio de Janeiro State by Paumgarten et al. (1998). p,p'DDE was detected in 16 of 26 samples, but p,p'DDE exceeded the limit of quantification of 1.4 µg/L in only three samples.

Delgado et al. (2002) analyzed organochlorine pesticides in blood samples from 33 volunteers who had been living in Greater Metropolitan Rio de Janeiro for at least 5 years. p,p'DDE was found in 17 of the 33 samples at levels varying from 1.4 to 4.8µg/L.

Organochlorines are known to be toxic to the central and peripheral nervous systems, causing hypersensitivity in nerves and muscles (WHO, 1979).

There is still controversy over the adverse effects of chronic exposure to DDT. However, it has been proven that DDT causes hepatic alterations in various rodent species and that these changes can progress to tumor formation in some species (WHO, 1979).

Although several studies have attempted to correlate DDT exposure and cancer in humans, none has obtained unequivocal confirmation of this correlation (Albert, 1981; Cantor & Booze, 1991; Falck et al., 1992, Olaya-Contreras et al., 1998, Romieu et al., 2000; Wassermann et al., 1979). Another more recent concern is the potential of DDT and its metabolites to interact with the endocrine system (McLachlan & Arnold, 1996). The effects of these substances on reproduction in birds and alligators have already been shown. Snedeker (2001) reviewed studies which attempted to correlate pesticides (DDT, DDE, and dieldrin) with breast cancer risk. According to the author, several early descriptive studies and a cohort study identified a positive association between breast cancer risk and adipose or blood levels of these pesticides. Most of the nested case-control and case-control studies conducted since 1996 failed to confirm these early observations, while two studies conducted in Colombia and Mexico found an increased risk of breast cancer in women with high DDE levels.

Malaria incidence was high in the northern region of Mato Grosso State, along the southern border of the Amazon Forest, where high amounts of DDT may have been used. The Brazilian National Health Foundation divides the State into four districts for administrative purposes (Figure 1). The District of Sinop, located in the North of Mato Grosso, and that of Cáceres, in the Southwest of the State, were selected for this study, aimed at obtaining data on contamination levels in National Health Foundation (FUNASA) personnel involved in household DDT spraying.

Methods

The District of Sinop, in the North of Mato Grosso, includes 30 municipalities (or counties). The main economic activities are lumbering, cattle-raising, and gold-mining. The FUNASA staff in Sinop consisted of 144 sprayers (also referred to as health agents), 15 drivers, and 15 office workers. In the District of Cáceres, in the Southwest of Mato Grosso, with 29 municipalities, there were 74 sprayers, 13 drivers, and 8 office workers at the time of the study.

Since there were no previous data on serum DDT levels in Mato Grosso, the sample size was calculated based on data from the study carried out by Minelli & Ribeiro (1996a) with sprayers in São José do Rio Preto, São Paulo. In addition to the sprayers, drivers were also considered to be exposed to DDT, since they were responsible for loading and unloading the insecticide in the vehicles, besides accompanying the house spraying. Office workers were classified as unexposed.

The samples collected and analyzed in June 1999 in Sinop consisted of 23 sprayers, 12 drivers, and 7 office workers, and those collected in October 2000 in Cáceres included 18 sprayers, 8 drivers, and 7 office workers. Blood sample donors were randomly chosen from the staff list furnished by FUNASA/MT, and participation in the study was voluntary. After explaining the study's objectives and procedures, the randomly chosen volunteers were asked to sign an informed consent form.

All participants were asked questions on their work history. 10mL blood samples were then taken from an arm vein using disposable needles and syringes and transferred to test tubes. After clotting, serum was separated by centrifugation, transferred to a Teflon stoppered sample vial and kept under ice for transportation to the laboratory of the Federal University of Mato Grosso, where the samples were immediately frozen.

DDT residues were analyzed using the method previously described by Minelli & Ribeiro (1996b), which consists of pesticide extraction from a serum-silica suspension with n-hexane-acetone (9:1), extract purification using alumina column chromatography, and analysis of the final extract using gas-liquid chromatography with electron capture detection (⁶³Ni). All solvents were residue grade, and reference standards were 98-99% pure, purchased from Supelco. Standard solutions were prepared in isooctane. All samples were analyzed in duplicate, and the results were presented as a mean of the two results. Chromatographic parameters were as follows: carrier gas: high purity nitrogen; gas flow: 30mL/min; oven temperature: 200ºC; injector temperature: 235ºC; detector temperature: 300ºC; glass column (1,8m x 2mm i.d.) packed with 1.5% OV-17 + 1,95% QF-1 on 80-100 mesh Chromosorb WAW DMCS. Limits for residue quantification were determined as: p,p'DDT = 7.5 µg/L and p,p'DDE = 5 µg/L.

Results and discussion

Serum p,p'DDE, p,p'DDT, and total DDT concentrations as well as the age, work duration, and jobs of volunteers from the District of Sinop are shown in Table 1. p,p'DDE was detected in 98% of the samples, while p,p'DDT was found in 85.7% (36 samples). Dechlorination of p,p'DDT in the human body results in p,p'DDE, which is more persistent than the parent compound, and DDE expressed as a percentage of total DDT increases after DDT intake decreases (WHO, 1979). Sprayers and drivers had not been exposed to DDT since 1997, which explains the fact that p,p'DDE levels were much higher than those of p,p'DDT in almost all of the samples.

Study subject number 38 presented pesticide concentrations much higher than the other unexposed workers, because he also worked as a storekeeper, where he handled DDT. This result was thus excluded from the unexposed sub-sample for statistical calculations.

Table 2 shows the serum p,p'DDE, p,p'DDT, and total DDT concentrations, age, work duration, and jobs of blood sample donors from the District of Cáceres. Similar to the results in Sinop, p,p'DDE was detected in all samples, while p,p'DDT was found in only 16 samples (48%).

According to the Kolmogorov-Smirnoff normality test, these results are not statistically normal. The descriptive statistical data for p,p'DDE, p,p'DDT, and total DDT levels are presented in Table 3, for sprayers, drivers, and unexposed workers. The comparison of these concentrations for exposed individuals (sprayers and drivers) and unexposed workers in the District of Sinop using the Mann-Whitney non-parametric variance analysis showed that there is a significant difference (p <> 0.05). This indicates that despite their job differences, sprayers and drivers had been equally exposed. The same trend was observed in the District of Cáceres.

No correlations were found between serum pesticide levels and age or work duration in the study volunteers in either of the two districts.

Comparison of the results of p,p'DDE and total DDT between the two districts in exposed workers showed no significant difference (p > 0.05), but a highly significant difference (p = 0.001) was found in p,p'DDT levels. This is due to the fact that, according to FUNASA/MT, DDT was applied more intensively in the District of Sinop in more recent years. Figure 2 presents a boxplot of total DDT serum concentrations for the two districts and three working functions on which these comparisons are best observed.

In general, total DDT levels for the exposed group in the two districts were higher than those found in the most recent study conducted on sprayers in São José do Rio Preto, São Paulo State, Brazil (Minelli & Ribeiro, 1996a). However, the results of the present study were lower than those reported by Carvalho & Berbet (1987) in sprayers from Sucam (Superintendency of Public Health Campaigns) who also had early but not recent exposure (mean total DDT = 258.28µg/L).

From the samples analyzed in this study, four individuals in the District of Sinop and one individual in the District of Cáceres presented total serum DDT above 500µg/L. It is important to emphasize that the occupationally exposed individuals analyzed had used DDT up to 1997, when exposure to this substance was terminated. Consequently, it is likely that more individuals had high concentrations when still exposed to this insecticide.

Conclusions

Both sprayers and drivers were occupationally exposed to DDT as a consequence of their job activities. Total DDT levels for these two exposed groups did not differ statistically and were higher than those reported by Minelli & Ribeiro (1996b) in a recent study with sprayers, but were lower than those observed by Carvalho (1991) in another study with this same category of workers in Bahia State. Concentrations of the DDT metabolite p,p'DDE generally higher than those of p,p'DDT indicate non-recent exposure.

The occupationally exposed group, sprayers and drivers, presented DDT levels significantly higher than those of unexposed workers from the National Health Foundation (Mato Grosso State) in both districts. These high levels are probably due to the fact that exposed workers did not use personal protective equipment, as reported by Souza (1998). Median total serum DDT for the unexposed group was lower than the mean value for the unexposed population, 30µg/L, as stated in Act 6,514 (Dec. 22, 1977) of the Brazilian Ministry of Labor.

Acknowledgements

This study was supported by grants from the Brazilian National Research Council (CNPq) and the Mato Grosso State Research Foundation (FAPEMAT). We gratefully acknowledge the cooperation of the Mato Grosso State Office of the National Health Foundation and their workers, who participated voluntarily in this study.

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Correspondence to
Eliana Freire Gaspar de Carvalho Dores
eliana@cpd.ufmt.br

Leandro Carbo
carbo@cpd.ufmt.br

Adley Bergson Gonçalves de Abreu
adley@vsp.com.br

Submitted on April 4 2002
Final version resubmitted on August 28 2002
Approved on November 8 2002

Efeitos da sucessão florestal sobre a anurofauna (Amphibia: Anura) da Reserva Catuaba e seu entorno, Acre, Amazônia sul-ocidental

2009-03-20T12:32:00.002-04:00

Effect of the forest succession on the anurans (Amphibia: Anura) of the Reserve Catuaba and its periphery, Acre, southwestern Amazonia

Revista Brasileira de Zoologia, v.25 n.1 Curitiba mar. 2008

Vanessa M. de Souza^I; Moisés B. de Souza^II; Elder F. Morato^II

^IAvenida Assis Chateaubriand 1170, ap. 304, Edifício Azul, Setor Oeste, 74130-011 Goiânia, Goiás, Brasil. E-mail: phyllomedusavms@yahoo.com.br
^IIDepartamento de Ciências da Natureza, Universidade Federal do Acre. Rodovia BR-364, km 04, Distrito Industrial, 69915-900 Rio Branco, Acre, Brasil. E-mail: moisebs@terra.com.br; elderfmorato@yahoo.com.br

RESUMO

O trabalho teve como objetivo verificar a abundância, riqueza e a composição da anurofauna em diferentes estágios sucessionais em uma floresta do Acre (10º04'S, 67º37'W) e seu entorno. Os dados foram obtidos entre agosto de 2005 a abril de 2006 em doze parcelas, localizadas em três áreas diferentes da floresta. Em cada área foram escolhidos quatro tipos de ambientes: floresta primária (mata), floresta secundária (capoeira), entorno (matriz) e floresta secundária (sucessão). Observou-se a presença de 27 espécies distribuídas em sete famílias. Maior abundância foi constatada na matriz dois e capoeira três, e a menor na sucessão um. A maior riqueza foi constatada na matriz dois, com o maior número de espécies exclusivas. A abundância de anuros correlacionou-se significativamente com a circunferência das árvores e lianas. A riqueza de anuros correlacionou-se marginalmente com a circunferência das árvores. A maior riqueza em ambientes de capoeiras e matriz pode ser explicada em grande parte pela existência nesses locais de poças d'água, maior heterogeneidade estrutural e poderem constituir estágios intermediários de perturbação. Esses estágios têm sido apontados como fatores que promovem e mantêm níveis elevados de biodiversidade. Ambientes com níveis intermediários de perturbação são importantes para a conservação da anurofauna.

Palavras-chave: Cronoseqüência; diversidade; estrutura da vegetação; perturbação; riqueza de anuro.

ABSTRACT

The objective of this work it was verify the abundance, richness, and the anuran composition in plots of vegetation of different succession stages in a forest and the matrix that surrounds it, of Acre (10º04'S, 67º37'W). The sampling was carried out between August 2005 and April 2006 in twelve plots located in three different sites in the forest. In each site four kinds of environments were chosen: primary forest (wood), secondary forest (capoeira), periphery (matrix) and secondary forest (succession). A total of twenty-seven species distributed in seven families was found. Greater abundance was registered in the plots of matrix two and capoeira three and the least in succession one. The richness was greater in matrix two, with the greater number of exclusive species. The abundance of anurans correlated significantly, with the average circumference at the breast height of the trees of the plots. The richness however correlated only marginally, with this structural feature. The larger richness in plots of capoeira and matrix can be explained partially by the existence of temporary ponds and more structural heterogeneity is able constitute intermediary stages in a gradient of perturbation and this can increase the biodiversity. Thus environments with intermediary levels of disturbance are important for the conservation of the diversity of anuran amphibians.

Key words: Cronosequence; diversity; perturbation; structure of vegetation; richness of anuran.

A estrutura física dos ambientes afeta a riqueza e composição da sua biota (SCHOENER 1970, ISHITANI et al. 2003). Nos ambientes terrestres vários componentes da estrutura da vegetação têm sido empregados na predição de características da sua fauna (PIANKA 1967, August 1983, FLOAATER & ZALUCKI 2000, VIDAL & CINTRA 2006). Freqüentemente, a estrutura da vegetação tem sido empregada nesse tipo de abordagem em termos de complexidade e heterogeneidade (AUGUST 1983). O tipo e intensidade de respostas dos animais dependem do grupo taxonômico em questão (TERBORGH & PETREN 1991).

A complexidade e heterogeneidade da vegetação podem ser responsáveis por diferenças entre os ambientes, em relação à produtividade primária, disponibilidade de recursos e microhabitats, interações interespecíficas e diferenças microclimáticas (CONNELL & SLATYER 1977, Sousa 1984, PICKETT & WHITE 1985).

Eventos de perturbação nos ambientes terrestres podem promover o processo de sucessão secundária da vegetação, o qual altera a composição florística e estrutura da vegetação local (SOUSA 1984). Isso, por sua vez, pode alterar a fauna tanto de invertebrados (RICHARDS 1926, SCHOENER 1970, BROWN & SOUTHWOOD 1987, BROWN 1991, STEFFAN-DEWENTER & TSCHARNTKE 2001) como de vertebrados (RICHARDS 1926, FONSECA 1989, NICHOLS & NICHOLS 2003). Os efeitos da sucessão florestal sobre a estrutura das assembléias de anuros são muito pouco conhecidos, em particular no bioma amazônico (TOCHER 1998).

Atualmente existem no mundo cerca de 5.362 espécies de anfíbios anuros, distribuídas entre 45 famílias (FROST 2007). Cerca de 45% dessas espécies ocorrem na América tropical (DUELLMAN 1978). No Brasil existem 776 (SBH 2005), espécies distribuídas em 10 famílias e somente na última década foram descritas no país cerca de 60 espécies, o que sugere que a diversidade desse grupo deve ser ainda maior (CALDWELL 1991, HEYER & HARDY 1991, ETEROVICK & SAZIMA 1998).

No Estado do Acre existem cerca de 126 espécies, distribuídas em oito famílias (SOUZA et al. 2003). Essa diversidade é grande, em relação a outros biomas (CARDOSO & SOUZA 1996, SOUZA & CARDOSO 2002, SOUZA et al. 2003). Contudo, pouco se conhece sobre a biologia e ecologia do grupo nessa região (BERNARDE et al. 1999, SOUZA et al. 2002, SOUZA & HADDAD 2003).

Os anfíbios são muito sensíveis as modificações no habitat, poluentes e a mudanças climáticas globais (PHILLIPS 1990, ALFORD & RICHARDS 1999). Estas perturbações têm provocado declínio e até mesmo extinção local de suas populações no sudeste do Brasil (HEYER et al. 1988). Por isso, são considerados excelentes bioindicadores de alterações ambientais (PHILLIPS 1990, VITT et al. 1990) e têm adquirido grande relevância nas avaliações ecológicas (HEYER et al. 1988).

O presente trabalho teve como objetivo verificar a abundância, a riqueza e a composição da anurofauna em ambientes de diferentes estágios sucessionais de cronoseqüências de uma floresta do Acre e seu entorno. Mais especificamente pretende testar as seguintes hipóteses: 1) ambientes menos perturbados e em estágios sucessionais mais avançados possuem maior riqueza e abundância de anuros; 2) a riqueza, composição florística e a estrutura da vegetação afetam a abundância, riqueza e composição de anuros; e 3) a complexidade e a heterogeneidade estruturais da vegetação são preditoras da abundância e riqueza de espécies.

Este trabalho faz parte de um estudo maior cujo objetivo principal é verificar os efeitos da sucessão florestal sobre a fauna, de invertebrados (MORATO & MARTINS 2005) e representa o primeiro esforço no sentido de investigar esses efeitos sobre um grupo de vertebrados na Amazônia Sul-Ocidental.

MATERIAL E MÉTODOS

O trabalho foi realizado na Reserva Experimental Catuaba (REC) (10º04'S, 67º37'W e altitude média de 214 m). A REC pertence à Universidade Federal do Acre (UFAC) e localiza-se próxima ao entroncamento das Rodovias BR-364 e 317 no município de Senador Guiomard, Acre.

A área, como um todo, consiste de um fragmento florestal de vegetação, com cerca de 2.111 ha, isolado de porções de floresta primária aproximadamente por distâncias variáveis entre 0,8 e 7,4 km. Sua vegetação é constituída principalmente por floresta tropical de terra firme e inclui floresta aberta com bambus e palmeiras (forma predominante), floresta densa, florestas secundárias (capoeiras) e pastagens. O sub-bosque é muito fechado e possui predomínio de cipós e bambus. O dossel é aberto e possui altura variando entre 20-40 m. O relevo é suavemente ondulado salvo próximo a rede de drenagem a qual é constituída por nove igarapés. Os principais tipos de solo são latossolo vermelho e podzólico vermelho (ACRE 1991, MORATO & MARTINS 2005).

A matriz da paisagem que envolve o entorno da REC é o resultado do processo comum de uso da terra na região (FUNTAC 1990, ACRE 1991, 2000): bordas de floresta, pastagens, campos agrícolas, pomares, habitações e estradas.

A temperatura média anual na região varia entre 22 a 24ºC. Contudo, nos períodos de mais frios (em geral, no mês de agosto) a temperatura pode variar entre 12 a 14ºC. O total médio de precipitação anual é de 1.973 mm, sendo janeiro o mês mais chuvoso com uma média de 298,6 mm e julho o menos com 25,2 mm (MESQUITA & PAIVA 1995, MESQUITA 1996). Há três estações definidas, em relação à precipitação: 1) estação chuvosa (dezembro, janeiro, fevereiro e março = 55,8% das chuvas); 2) estação seca (junho, julho e agosto = 5,7%); e 3) estação intermediária (setembro, outubro, novembro, abril e maio = 38,5%).

Os anuros foram amostrados em 12 parcelas de aproximadamente 1 ha, localizadas em três locais diferentes da REC. Em cada local foram escolhidos quatro tipos de ambientes (tratamentos): 1) floresta primária, aqui denominada de mata, a qual representa a área menos perturbada e em estágio sucessional mais avançado e constitui a floresta típica da região; 2) floresta secundária, aqui denominada capoeira, a qual também está em processo sucessional, porém mais lento; 3) entorno, aqui denominado de matriz, a qual é constituída por áreas desmatadas, em geral fora do perímetro da reserva, ocupadas por fazendas que possuem pastagens, plantações, habitações humanas, bordas de floresta e corpos d'água de tamanhos variáveis e 4) floresta secundária, aqui denominada sucessão, a qual foi experimentalmente desmatada na estação seca de 2001, queimada, limpa, pulverizada de forma homogênea com herbicida e deixada em regeneração.

Cada área constituiu uma unidade amostral. Portanto, cada conjunto de áreas de diferentes ambientes representa um gradiente sucessional: mata, capoeira, sucessão e matriz. Cada tipo de ambiente (tratamento) foi repetido três vezes. Dessa forma, cada tratamento e suas respectivas repetições foram designados como: mata 1, mata 2, mata 3, capoeira 1, capoeira 2, capoeira 3, matriz 1, matriz 2, matriz 3, sucessão 1, sucessão 2 e sucessão 3. Ambientes diferentes, mas com o mesmo número, pertencem à mesma repetição ou conjunto dentro da REC. Cada repetição equivale a uma cronoseqüência (TERBORGH & PETREN 1991) ou gradiente, em relação aos estágios de sucessão da vegetação.

Áreas de uma mesma repetição situam-se mais próximas entre si do que de repetições diferentes. As distâncias entre as áreas variam de aproximadamente 107 a 6.430 m. As áreas da repetição 1 são mais distantes entre si do que as das outras repetições e as da repetição 3 são as mais próximas. O conjunto de áreas da repetição 1 é também o mais distante dos demais.

Cada uma das áreas, independentemente do tipo de estrutura da sua vegetação, foi dividida, por trilhas de aproximadamente um metro de largura, em 12 sub-parcelas de 30 x 20 m. As trilhas foram feitas com a finalidade de facilitar a locomoção dos pesquisadores, tendo em vista que, tanto nas florestas secundárias como nas primárias do Acre, o sub-bosque é muito fechado e de difícil trânsito.

As amostragens foram realizadas num período de nove meses entre agosto de 2005 e abril de 2006, totalizando 22 dias e cerca de 126 horas. Os dados foram tomados através de observações visuais e auditivas, por meio de caminhadas diurnas e noturnas através das parcelas. Nas matrizes as caminhadas foram feitas ao acaso e nas demais áreas foram sistematizadas ao longo das trilhas. O esforço amostral em cada área foi de 1h30min. Alguns espécimes foram capturados, fotografados, sacrificados, fixados em solução de formalina a 10% e posteriormente transferidos para solução alcoólica a 70% e depositados na Coleção de anfíbios da Universidade Federal do Acre, servindo como material testemunho.

Os dados climatológicos correspondentes ao período de amostragem foram obtidos na Estação de Meteorologia do Campus da UFAC, Rio Branco (Tab. I).

Em cada parcela, concomitantemente a amostragem de anuros, foram medidas treze variáveis a fim de caracterizar a estrutura geral da vegetação: altura das árvores, circunferência á altura do peito (CAP) de árvores e lianas (CAP > 8 cm), densidade de árvores, densidade de caules, área basal, cobertura do dossel, densidade de colmos de bambus, densidade de arbustos (altura > 0,5 m), altura de arbustos, densidade de troncos no chão e riqueza florística. Considerou-se como árvore todo elemento lenhoso com altura igual ou superior a 3 m e como arbusto toda forma vegetal entre 0,5 e 3 m de altura.

A partir dos valores de todas essas variáveis foi gerado um índice operacional de complexidade e outro de heterogeneidade estrutural da vegetação de cada parcela a partir de AUGUST (1983) e WADDINGTON et al. (1986). Cada parcela foi ranqueada em relação aos valores médios para cada variável estrutural. Não foram atribuídos pesos diferentes às variáveis. As parcelas com os valores mais baixos receberam escores menores. Após, os escores de cada variável foram somados para cada parcela. Essa quantidade final foi denominada "índice de complexidade estrutural" da vegetação. Portanto, a parcela com o maior valor desse índice foi aquela com valores elevados para a maior parte das variáveis consideradas. Procedimento semelhante foi adotado para o cômputo do "índice de heterogeneidade estrutural" da vegetação. Contudo, neste caso cada parcela foi ranqueada em relação aos valores das variâncias de cada variável. De forma similar, a parcela mais heterogênea foi, portanto, a que apresentou o maior valor dessa soma de escores. Neste trabalho, uma parcela com grande complexidade estrutural é aquela com valores elevados para as variáveis consideradas da vegetação. Por outro lado, uma parcela com grande heterogeneidade é aquela com uma grande variação em relação a essas mesmas variáveis. A complexidade aqui considerada é determinada, portanto, pela magnitude de qualquer variável da vegetação e a heterogeneidade pela magnitude de sua variação.

As análises estatísticas foram realizadas através dos programas Statistica 5.0 (1995), BioDiversity Professional 2.0 (1997) e Bioestat 2.0 (2000) e foram baseadas em LUDWING & REYNOLDS (1988), SIEGEL & CASTELLAN (1988) e SOKAL & ROHLF (1995). Para todas as análises considerou-se a = 0,05.

As analises de correlações foram realizadas através do coeficiente de Pearson. Os padrões de riqueza de espécies de anuros obtidos em cada cronoseqüência foram correlacionados através do coeficiente de concordância de Kendall.

A similaridade em relação à composição faunística foi analisada através da geração de uma matriz de similaridade empregando o índice binário de Jaccard. Os valores obtidos foram posteriormente empregados em uma amalgamação através do método de agrupamento por pares de médias não ponderadas (UPGMA).

RESULTADOS

Foram registradas 27 espécies, distribuídas em sete famílias: Aromobatidae (3), Brachycephalidae (2) Bufonidae (2), Dendrobatidae (2), Hylidae (10), Leptodactylidae (7) e Microhylidae (1) (Tab. II). As espécies mais abundantes foram Leptodactylus andreae (Muller, 1923) (27%), Eleutherodactylus conspicillatus (Günther, 1858) (19%) e Rhinella margaritifer (Laurenti, 1768) (10%). Leptodactylus andreae ocorreu em todas as parcelas e Eleutherodactylus conspicillatus somente não foi registrada na matriz 2. A nomenclatura utilizada segue Frost (2007).

Maior abundância foi constatada na matriz 2 e capoeira 3, e a menor na sucessão 1. A maior riqueza foi constatada na matriz 2 (12 espécies), matriz 3 (9), capoeira 2 (9) e capoeira 3 (8). Na matriz 2 também foi encontrado o maior número de espécies exclusivas (6). A abundância de registros nas parcelas correlacionou-se significativamente com a sua riqueza em espécies (r = 0,862; p = 0,0003; g.l. = 10). De modo geral, as espécies mais abundantes foram as que também ocorreram em maior número de parcelas (r = 0,9546; p = 0,000; g.l. = 25). Cerca de 48% do total de espécies foram registradas uma única vez.

Nas três cronoseqüências o menor número de espécies foi constado nas parcelas de sucessão e o maior nas parcelas de matriz e capoeira (Fig. 1). O número de espécies registrados nas parcelas de mata também foi pequeno nas três cronoseqüências. Houve uma concordância significativa (W = 3,649; p = 0,0000; g.l. = 3) entre as três cronoseqüências, em relação aos padrões de riqueza das parcelas. Resultado semelhante foi obtido em relação à abundância de registros (W = 5,689; p = 0,0000; g.l. = 3).

Um dendrograma de similaridade (índice de Jaccard) em relação á composição da anurofauna entre as parcelas é mostrado na figura 2. As espécies registradas na mata 1 foram as mesmas que as registradas na sucessão 1. A matriz 2 apresentou o menor valor de similaridade em relação as outras parcelas. De modo geral, as parcelas da cronoseqüência 1 apresentaram pequena similaridade com parcelas das outras cronoseqüências. As parcelas de mata apresentaram entre si maior similaridade média (39,7%) do que as parcelas de capoeira (37,3%), sucessão (37,1%) e matriz (28,8%).

A abundância de anuros correlacionou-se significativamente com a circunferência das árvores e lianas (CAP), (r = 0,670; p = 0,017; g.l. = 10). No entanto, a abundância não correlacionou-se com a complexidade, nem com a heterogeneidade da vegetação.

A riqueza de anuros correlacionou-se marginalmente com a circunferência das árvores (CAP), das parcelas amostrais (r = 0,569; p = 0,053; g.l. = 10) de uma maneira semelhante à abundância. E não houve correlação entre riqueza, complexidade e heterogeneidade, no ambiente.

DISCUSSÃO

A única variável da estrutura da vegetação que individualmente correlacionou-se com a abundância e riqueza de anuros foi á circunferência das árvores e lianas (CAP). Os índices de complexidade e heterogeneidade não apresentaram correlação significativa com a abundância e riqueza de anuros. Entretanto, a abundância e a riqueza de anuros das áreas podem ser explicadas, pelo menos em parte, pela estrutura geral da vegetação, uma vez que os sapos foram mais comuns na área de matriz 2. Isso sugere que esses parâmetros das assembléias de anuros devem sofrer a influência conjunta de um grande número de variáveis que não apenas as consideradas neste trabalho, em especial da vegetação. Por outro lado, nenhuma dessas variáveis possui uma relação direta com a existência de corpos d'água, os quais foram mais comuns na matriz 2 e são provavelmente o componente do ambiente mais importante para a reprodução desses animais.

GIARETTA et al. (1999) mostrou que a abundância de anuros da serapilheira em uma floresta do sudeste do Brasil corrrelacionou-se positivamente com a cobertura do solo por serapilheira, com a profundidade da camada de serapilheira no solo, massa seca de serapilheira e a densidade de troncos no solo. A altitude também correlacionou-se positivamente com a densidade e a biomassa dos anuros.

ALLMON (1991) em seu estudo na Floresta Amazônica mostrou que a densidade de anuros da serapilheira varia muito entre florestas tropicais do mundo todo. Este fato pode estar relacionado às variações na disponibilidade de nutrientes e características de diferentes tipos de solo, juntamente com as idades das florestas em questão e, portanto, com o estágio sucessional. A abundância e a riqueza de anuros foram comparadas com variáveis da estrutura da vegetação, inclusive com a espessura da serapilheira. Contudo, essa variável não correlacionou-se com a abundância de anuros. A abundância e a diversidade dentro das parcelas foram fortemente sazonais e apresentaram um pico no final da estação úmida. As abundâncias de árvores, ervas e palmeiras não correlacionou-se com a abundância geral de anuros. A abundância de troncos no chão e a topografia também não explicaram a abundância de anuros. A massa de serapilheira também não explicou a abundância de anuros. Portanto, isso mostra que variáveis do ambiente tomadas isoladas talvez não sejam tão importantes como preditoras da ocorrência de anuros pelo menos as associadas á estrutura da vegetação.

Poucos estudos têm abordado os efeitos da sucessão sobre as espécies de animais e outros organismos. A maioria enfatiza as assembléias de vertebrados como mamíferos, aves e lagartos (MARGALEF 1977, BROWN & SOUTHWOOD 1987, FONSECA 1989, BROWN 1991, NICHOLS & NICHOLS 2003). Contudo, algumas características específicas do ambiente podem influenciar as assembléias de anuros, tais como a disponibilidade de determinados micro-hábitats e poças d'água.

TOCHER et al. (1997) investigou na Amazônia Central os efeitos da fragmentação florestal sobre a comunidade de anuros por um período de 10 anos. Após o isolamento, os maiores fragmentos apresentavam maior número de espécies e a riqueza diminuiu com o tamanho do fragmento. Contudo, algumas espécies foram mais comuns em fragmentos de um tamanho do que de outro. Outras ainda apresentaram uma ocorrência muito menor em áreas de floresta primária contínua do que em fragmentos de menores tamanhos. Individualmente, portanto, as respostas podem ser muito idiossincráticas e dependentes da espécie.

A riqueza de espécies encontrada no presente estudo (27) foi relativamente elevada, quando comparada com a obtida (31) no único levantamento de anfíbios realizado anteriormente para toda a Reserva Catuaba (CARDOSO & SOUZA 1996). O número encontrado no presente trabalho foi ligeiramente menor possivelmente por ter sido realizado em apenas algumas parcelas localizadas dentro da reserva e em seu entorno, diferentemente do realizado por CARDOSO & SOUZA (1996), no qual, as amostragens foram realizadas em toda a reserva. No entanto, CARDOSO & SOUZA (1996) não informaram o esforço amostral realizado em seu estudo o que impossibilita uma comparação mais segura.

Todas as espécies aqui registradas são conhecidas para o Estado do Acre (SOUZA & CARDOSO 2002). No entanto, três entidades não tiveram suas identificações ao nível de espécie precisamente definidas (Allobates sp., Eleutherodactylus sp. e Leptodactylus sp.). O maior número de espécies foi constatado na matriz 2, possivelmente por apresentar uma poça temporária, a qual é sítio de reprodução para várias espécies.

A maior riqueza em ambientes de capoeira e matriz pode ser explicada em grande parte pela existência nesses locais de poças d'água, pela sua maior heterogeneidade estrutural e pelo fato desses ambientes poderem constituir estágios intermediários de perturbação (CONNELL 1978, SOUSA 1984, HUSTON 1994, ROSENZWEIG 1995, TOKESHI 1999). Mudanças na composição das assembléias de vários grupos de animais, vertebrados e invertebrados, ao longo da sucessão da vegetação também vêm sendo relatadas em diferentes biomas (RICHARDS 1926, MARGALEF 1977, SOUSA 1984, USHER & JEFFERSON 1991, THOMAS 1995, STEFFAN-DEWENTER & TSCHARNTKE 1997, BALMER & ERHARDT 2000, IMBEAU et al. 2003, NICHOLS & NICHOLS 2003).

Leptodactylus andreae foi encontrada em todos os ambientes, sendo considerada generalista, corroborando outros estudos na Amazônia (TOCHER et al. 1997, TOCHER 1998, BRANDÃO 2002).

Em ambientes menos perturbados provavelmente algumas espécies excluem outras, reduzindo a diversidade (TOWNSEND et al. 2006). Os ambientes mais perturbados serão colonizados por espécies pioneiras que são mais adaptadas a essa situação (WHITE & PICKETT 1985, ROSENZWEIG 1995, LERTZMAN & FALL 1998). Ambientes heterogêneos devem promover maior diversidade, uma vez que favorecem a coexistência de espécies com diferentes graus de especialização. Uma explicação adicional para a alta diversidade nesses ambientes é a hipótese dos níveis intermediários de perturbação, segundo a qual a freqüência e intensidade de distúrbios afetam os padrões de diversidade. Um nível moderado de perturbação favoreceria tanto espécies de estágios sucessionais avançados como pioneiras, o que resultaria em uma alta diversidade geral de espécies (GRIME 1973, HORN 1975, SOUSA 1984, WHITE & PICKETT 1985, ROSENZWEIG 1995, LERTZMAN & FALL 1998, TOKESHI 1999).

Níveis intermediários de perturbação têm sido apontados como fatores que promovem e mantêm níveis elevados de biodiversidade (FONSECA 1989, BROWN 1991). Ambientes que são mais heterogêneos espacialmente podem acomodar mais espécies, porque eles provêm uma maior quantidade de micro-hábitats, uma gama maior de microclimas e mais esconderijos as presas, aumentando assim a diversidade de recursos (TOWNSEND et al. 2006). Além disso, a heterogeneidade espacial promoveria uma maior variação espacial também nos fatores abióticos do ambiente o que poderia favorecer no final uma maior riqueza de espécies (TOWNSEND et al. 2006).

GASCON et al. (1999) também encontraram resultados semelhantes com grupos de vertebrados na Amazônia Central. Seu estudo chamou a atenção para a importância de áreas de matriz e pequenos fragmentos de floresta para a manutenção da diversidade de vertebrados e contemplou quatro grupos de animais: aves, mamíferos de pequeno porte, anfíbios e formigas. As espécies mais abundantes na matriz foram os mamíferos de pequeno porte e os sapos, que aumentaram depois do isolamento do fragmento, enquanto que aves e formigas diminuíram. Para todos os quatro grupos uma alta proporção de espécies de floresta primária foi encontrada em ambientes de matriz. Os três grupos de vertebrados exibiram correlações positivas e significativas entre abundância na matriz e vulnerabilidade á fragmentação florestal. Isso sugere que espécies que evitam a matriz tendem a se extinguir ou apresentarem uma pequena abundância nos fragmentos, enquanto aquelas que toleram ou exploram a matriz permanecem frequentemente estáveis ou apresentam uma abundância relativamente maior do que as outras.

Resultados encontrados por MORATO & MARTINS (2005), na mesma região, em um estudo sobre vespas e abelhas solitárias são parecidos com os aqui encontrados, mostrando que áreas de capoeira e matrizes por apresentarem uma maior heterogeneidade da vegetação também possuem maior riqueza desses organismos. Isso explica, em parte, uma maior diversidade de espécies.

No presente estudo, as matrizes não constituem gradientes naturais de sucessão, mas as mesmas podem estar funcionando como ambientes estruturalmente intermediários, por possuírem árvores frutíferas, bordas de floresta, árvores remanescentes o que acarreta uma maior heterogeneidade do ambiente e favorece uma maior diversidade.

A análise de similaridade realizada mostrou que áreas amostrais de estágios sucessionais e estrutura da vegetação semelhantes não apresentaram composição da anurofauna semelhante. Isso mais uma vez mostra que a vegetação teve uma influência direta pequena sobre a composição de anuros.

A riqueza de vespas e abelhas obtidas por MORATO & MARTINS (2005) nas mesmas áreas amostrais do presente estudo correlacionou-se com a riqueza da anurofauna. Isso indica que possivelmente, os anuros podem funcionar como biondicadores da diversidade de outros grupos da biota, inclusive de invertebrados, ou então grupos diferentes da fauna podem responder de forma semelhante aos efeitos da perturbação e sucessão.

De modo geral, as parcelas de floresta primária foram mais semelhantes entre si em relação á composição de anuros do que as demais áreas. A estrutura da vegetação e composição florística de áreas sucessionalmente mais jovens é em grande parte influenciada pela estocasticidade, características biológicas das espécies, interações entre elas e entre os demais componentes bióticos e abióticos (GUARIGUATA & OSTERTAG 2001). Portanto, a ocupação dessas áreas pela fauna também deve ser um evento influenciado pela estocasticidade. Os únicos outros grupos faunísticos amostrados nas áreas onde foi realizado o presente trabalho foram vespas e abelhas solitárias (MORATO & MARTINS 2005). Os resultados de maior riqueza presente em capoeira e matriz foram muito semelhantes aos obtidos neste trabalho para os anuros. Isso mostra que florestas secundárias e ambientes de entorno são muitos importantes para a conservação da diversidade faunísticas tanto de vertebrados como de invertebrados.

Portanto, ambientes com níveis intermediários de perturbação são importantes para a conservação da anurofauna.

AGRADECIMENTOS

Ao CNPq pela concessão da bolsa de Iniciação Científica a V.M.S e aos amigos e companheiros de campo: Alexandre S. da Cruz e Marilene V. da Silva.

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Variabilidade físico-química da farinha de mandioca

2009-03-15T17:37:00.002-04:00

Ciência e Tecnologia de Alimentos vol.28 no.4 Campinas Oct./Dec. 2008

Physicochemical variability of cassava flour

Joana Maria Leite de Souza^I, ^*; Jacson Rondinelli da Silva Negreiros^II; Virgínia de Souza Álvares^III; Felícia Maria Nogueira Leite^IV; Maria Luzenira de Souza^V; Fabiana Silva Reis^VI; Francisco Álvaro Viana Felisberto^VII

^IEmbrapa Acre – CPAF-AC, Laboratório de Farinha, BR 364, Km 14, CEP 69908-970, Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: joana@cpafac.embrapa.br
^IIEmbrapa Acre – CPAF-AC, Genética e Melhoramento de Plantas, BR 364, Km 14, CEP 69908-970. Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: jacson@cpafac.embrapa.br
^IIIEmbrapa Acre – CPAF-AC, Laboratório de Tecnologia de Alimentos, BR 364, Km 14, CEP 69908-970. Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: virginia@cpafac.embrapa.br
^IVSecretaria de Estado de Extensão Agroflorestal e Produção Familiar – SEAPROF, CEP 69908-620, Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: felicialeite@hotmail.com
^VDepartamento de Produção Vegetal, Universidade Federal do Acre, UFAC, BR-364, 6637, Km 04, Distrito Industrial, CEP 69.915-900, Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: mluzen@hotmail.com
^VIEmbrapa Acre – CPAF-AC, Laboratório de Tecnologia de Alimentos, BR 364, Km 14, CEP 69908-970, Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: fabianasilvareis@hotmail.com
^VIIEmbrapa Acre – CPAF-AC, Laboratório de Bromatologia, BR 364, Km 14, CEP 69908-970, Rio Branco - AC, Brasil, E-mail: alvaro@cpafac.embrapa.br

RESUMO

Este trabalho teve como objetivo avaliar a variabilidade físico-química da farinha de mandioca comercializada no município de Cruzeiro do Sul - AC por meio da análise multivariada. Foram analisadas 18 amostras de diferentes farinhas de mandioca, quanto às variáveis: umidade, cinzas, lipídios, proteína bruta, fibra bruta, carboidratos totais, acidez e pH. A aplicação da análise multivariada de agrupamento segundo o método de Tocher permitiu o estabelecimento de cinco grupos de farinhas. Os grupos IV e V foram considerados de alta qualidade, o primeiro por apresentar o menor teor de cinzas e o maior de proteína bruta, e o segundo por apresentar o menor teor de umidade e o maior teor de carboidratos dentre os grupos. As técnicas de análise multivariada foram coerentes para identificar as farinhas mais heterogêneas. A identificação de grupos distintos indica a existência de variabilidade nas farinhas de mandioca comercializadas na região de Cruzeiro do Sul - AC, podendo esta variabilidade estar relacionada, especialmente com o processo de produção.

Palavras-chave: farinha de mandioca; heterogeneidade; análise multivariada.

ABSTRACT

The goal of this work was to evaluate the physicochemical variability of the cassava flour, sold in the city of Cruzeiro do Sul – in the state of AC (Brazil), by multivaried analysis. The following contents of eighteen different cassava flours were analyzed: moisture, ashes, lipids, protein, fiber, carbohydrates, acidity, and pH. Grouping multivaried analysis according to the Tocher method allowed the establishment of five groups of flours. The groups IV and V were considered high quality groups. The first one due to the lower ashes and higher protein contents; and the second due to the lower moisture and higher carbohydrates contents. The multivaried analysis techniques presented good responses to identify most heterogeneous flours. The physicochemical variability seen in the five different groups probably indicates different production processes.

Keywords: cassava flour; heterogeneous; multivaried analysis.

1 Introdução

A farinha é o principal derivado da mandioca para a alimentação humana no Brasil, visto ser consumida em todo o País, chegando a ser, em algumas regiões do Norte e Nordeste, a principal fonte energética. Apesar de a farinha constituir a forma mais ampla de aproveitamento industrial da mandioca, ela não é um produto muito valorizado, sobretudo pela elevada variabilidade de tipos de farinha, o que dificulta a comercialização.

Essas diferenças nas farinhas oferecidas ao mercado são decorrentes de vários fatores como cultivar, clima, solo, ponto de colheita, variabilidade genética, matéria-prima e outros, mas o principal fator responsável é o método de processamento. Segundo Lima (1982), a heterogeneidade da farinha é devida, principalmente, à fabricação por pequenos produtores para seu uso diário.

No Estado do Acre, a farinha de mandioca é processada de forma artesanal em pequenas unidades denominadas casas-de-farinha, que utilizam matéria-prima e mão-de-obra provenientes da agricultura familiar, e grande parte está localizada no próprio local de produção da matéria-prima. Nestes estabelecimentos, cada produtor segue um processo próprio de fabricação da farinha. Cereda (2005) cita que fornos muito quentes ou frios, cargas grandes ou muito pequenas, prensagem mais ou menos intensiva são alguns dos fatores que podem influenciar o padrão de qualidade da farinha. Essas variações tornam quase impossível a proposta de um padrão nacional de qualidade. Mesmo em uma única propriedade, por conseqüência do sistema artesanal de produção, é raro ocorrer uniformidade em fabricações sucessivas.

As técnicas de estatística multivariada que permitem a quantificação da dissimilaridade pela distância, assim como análises de agrupamento, podem ser instrumentos úteis na identificação de produtores que fabricam farinha de mandioca com características semelhantes, contribuindo para a comercialização unificada envolvendo vários produtores, possibilitando a uniformidade do produto comercializado.

Dentre os métodos de análises multivariadas existentes, a análise de agrupamento pode ser importante ferramenta, a qual tem por objetivo reunir, por algum critério de classificação, a unidade amostral em vários grupos, de modo que exista homogeneidade dentro do grupo e heterogeneidade entre grupos; tais técnicas podem ser complementadas com a análise de componentes principais (CRUZ et al., 2004).

Desta forma, o objetivo deste trabalho foi analisar a variabilidade físico-química da farinha de mandioca comercializada no município de Cruzeiro do Sul - AC por meio de análise multivariada.

2 Material e métodos

2.1 Material

Amostras de farinha de mandioca foram coletadas, em novembro de 2006, em 14 casas-de-farinha nos municípios de Cruzeiro do Sul, Mâncio Lima e Rodrigues Alves - AC, onde foram processadas de forma artesanal em fornos que não possuem sistema de controle de temperatura. Os tratamentos foram compostos pelas diferentes farinhas obtidas, conforme descrição na Tabela 1, sendo que os tratamentos 1, 2, 3 e 4 foram provenientes de classificações particulares de um mesmo fabricante, em que: T1 = farinha com coco; T2 = farinha grossa, T3 = farinha peneirada e T4 = farinha com açafrão.

As amostras coletadas, de aproximadamente 1 kg cada, foram acondicionadas em sacos plásticos e transportadas via aérea para a cidade de Rio Branco, Acre, onde foram encaminhadas para o Laboratório de Tecnologia de Alimentos da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (Embrapa-AC).

2.2 Caracterização físico-química

Teor de umidade - determinado de acordo com o método 31.1.02 da AOAC (1995), usando-se estufa a 105 °C por 8 horas.
Teor de cinzas - as amostras foram carbonizadas até cessar a liberação de fumaça e, posteriormente, calcinadas em mufla a 540 °C até peso constante, segundo o método 31.1.04 da AOAC (1995).
Teor de lipídios - obtido por extração em Soxhlet durante 10 horas e posterior evaporação do solvente, de acordo com o método 31.4.02 da AOAC (1995).
Teor de proteínas - determinado pela técnica de micro-Kjeldahl, baseado em hidrólise e posterior destilação da amostra, utilizando o fator 6,25 x %N, de acordo com o método 31.1.08 da AOAC (1995).
Teor de fibra bruta - através de digestão do material em solução de H₂SO₄ a 1,25% p/v por 30 minutos, seguida de NaOH 1,25% m/v por mais 30 minutos, de acordo com AOAC (1995).
Carboidratos - estimados por diferença, subtraindo de 100 o somatório de proteínas, lipídios, cinzas, umidade e fibra bruta e os resultados expressos em percentual, segundo Normas Analíticas do Instituto Adolfo Lutz (1976).
Acidez total titulável - determinado de acordo com o método 942.15 da AOAC (1995).
pH 9 g da amostra foram misturadas em 60 mL de água destilada, homogeneizados e deixados em repouso por 30 minutos. A leitura foi feita em medidor de pH digital.

2.3 Análise estatística dos resultados

A variabilidade entre as 18 amostras de farinhas de mandioca foi estimada por análise de agrupamento em que a medida de dissimilaridade utilizada foi a distância euclidiana média padronizada. As distâncias euclidianas médias entre cada par de farinhas foram calculadas segundo Cruz et al. (2004)(Equação 1):

em que S(X_j)é o desvio padrão dos dados do j-ésimo caráter (Equação 2), então:

em que dii' é a distância euclidiana média baseada em dados padronizados e n é o número de caracteres analisados. Essa distância foi escolhida pelo fato de os dados terem sido coletados em experimento que não envolve delineamento experimental. Obteve-se, assim, uma matriz de distância pxp, em que p = 18. Posteriormente, aplicou-se o método aglomerativo de otimização de Tocher (RAO, 1952) para a formação dos grupos, o qual teve como critério o valor máximo da medida de dissimilaridade encontrado no conjunto das menores distâncias envolvendo cada tratamento. Outro método de agrupamento utilizado foi o método hierárquico do vizinho mais próximo para formação de um dendrograma entre os grupos de produtores.

Foi quantificada a contribuição relativa dos caracteres para o estudo da variabilidade da farinha comercializada, utilizando o critério proposto por Singh (1981). Foi utilizado o aplicativo computacional Genes – versão 2007 (CRUZ, 2001) para auxiliar nas análises estatísticas.

3 Resultados e discussão

Os resultados das determinações físico-químicas das 18 amostras de farinha de mandioca estão apresentados na Tabela 2. Observou-se em relação aos valores de umidade, cinzas, acidez e carboidratos que todas as amostras estão de acordo com os padrões estabelecidos pela Legislação Brasileira para farinhas de mandioca, Portaria nº 554 de 30.08.1995 da Secretaria da Agricultura, do Abastecimento e Reforma Agrária (BRASIL, 1995), que estabelece valores máximos de 13% de umidade, 1,5% de cinzas, 3% de acidez e o mínimo de 70 a 75% para carboidratos.

As farinhas analisadas apresentaram variações nas características apresentadas, com teores de 8,10 a 12,02% para umidade; de 0,38 a 0,93% em cinzas; de 0,85 a 2,58% de proteína bruta; de 0,21 a 1,91% de lipídios; de 1,60 a 2,71% para fibra bruta; de 83,34 a 88,36% de carboidratos totais; de 1,09 a 2,89 meq NaOH.100 g^–1 de acidez; e de 4,53 a 4,95 para pH (Tabela 2). Estes resultados estão de acordo com os encontrados por Dias e Leonel (2006), Aryee et al. (2006), Ferreira Neto et al. (2003) e Paiva (1991).

Com base nos dados físico-químicos obtidos a partir das amostras de farinhas coletadas, obteve-se como medida de dissimilaridade, a distância euclidiana média padronizada, a qual foi utilizada para a formação dos grupos.

A Tabela 3 apresenta os grupos de farinha e as médias de cada grupo quanto às análises físico-químicas obtidas. Por meio do agrupamento de Tocher, verifica-se que as 18 amostras de farinhas avaliadas propiciaram a formação de 5 grupos distintos de farinha.

Constata-se na Tabela 3 que o grupo I foi formado pela maioria dos tratamentos, constituído por 12 destes (amostras diferentes): 1, 2, 4, 5, 8, 9, 10, 12, 14, 16, 17, 18, os quais apresentaram valores médios entre os demais grupos para todas as características físico-químicas avaliadas.

O grupo II, constituído pelos tratamentos 11, 13 e 15, foi considerado o de menor interesse por apresentar o maior teor médio de umidade (11,31%), além dos menores teores de proteína bruta (0,93%) e de carboidratos (84,02%). Apenas a acidez, menor valor médio dentre os grupos (1,47 meq NaOH.100 g^–1), foi a característica considerada adequada para as farinhas deste grupo.

A avaliação do teor de umidade da farinha de mandioca tem grande importância, em razão da sua influência na vida de prateleira de alimentos, tendo em vista que níveis maiores que 13% podem proporcionar crescimento microbiano e deterioração em curto tempo. Dessa forma, baixos percentuais de umidade são favoráveis a uma maior estabilidade e vida-de-prateleira do produto. Em características como cinzas, proteínas e lipídios pode haver variações entre as amostras de farinha devido às características intrínsecas das raízes da mandioca. Contudo, o teor de umidade, por exemplo, está relacionado com o seu processo de fabricação (CHISTÉ et al., 2006).

Como todas as amostras neste trabalho foram coletadas logo depois de concluído o processamento da farinha, certamente o maior teor de umidade encontrado nas amostras (tratamentos) do grupo II (Tabela 3) foi devido a uma menor temperatura e/ou tempo de torração, parâmetros que geralmente não são medidos nos processos de fabricação artesanal.

Além destas características, este grupo teve o maior valor médio de fibra bruta de todos os grupos (Tabela 3). As fibras alimentares exercem funções gastrintestinais através de sua ação física, capacidade de hidratação e de aumentar o volume e a velocidade de trânsito do bolo alimentar e fecal. Possuem também a capacidade de complexar-se com outros constituintes da dieta por meio de vários mecanismos, podendo arrastá-los em maior quantidade na excreção fecal. Dessa forma, tanto nutrientes essenciais, como proteínas, minerais e vitaminas, como substâncias tóxicas, poderão ser excretadas em maior ou menor quantidade, dependendo da qualidade e da quantidade da fibra presente na dieta (RAUPP et al., 1999).

Mattos e Martins (2000) classificaram os alimentos de acordo com o seu teor de fibras: baixo (inferior a 2,4 g fibras/100 g), moderado (de 2,4 a 4,4 g fibras/100 g) ou alto (superior a 4,4 g fibras/100 g). De acordo com essa classificação, as farinhas do grupo II apresentaram teor moderado (2,54%) e os demais grupos, teor baixo de fibras (de 1,60 a 2,36%) (Tabela 3).

O grupo III, constituído apenas pelo tratamento 6, também não se incluiu como um grupo de farinha de boa qualidade, já que teve o maior valor de cinzas (0,93%). Outras características contrastantes com demais grupos foram o maior teor de lipídios (1,91%) e maior pH (4,85) encontrado dentre todas as médias (Tabela 3).

O pH é um fator de grande importância na limitação da capacidade de desenvolvimento de microrganismos no alimento. Em função deste parâmetro, de acordo com Soares et al. (1992), os alimentos podem ser classificados em: pouco ácidos (pH > 4,5), ácidos (4,5 a 4,0) e muito ácidos (<4,0). href="http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0101-20612008000400022&script=sci_arttext&tlng=en#tab03">Tabela 3).

O grupo IV foi constituído somente pelo tratamento 7, considerado de alta qualidade por apresentar o menor teor de cinzas (0,38%) e maior teor de proteína bruta (2,58%) (Tabela 3).

As cinzas são o resíduo mineral fixo resultante da incineração da amostra do produto (BRASIL, 1995) e valores maiores que a tolerância máxima permitida na Legislação Brasileira, 1,5%, podem ser um indicativo de teores significativos de Ca, P, Fe e Mg, como também, mais provavelmente, indicam contaminação por material estranho ao produto ocasionado por falhas em algumas etapas do processamento (PAIVA, 1991). Trabalho realizado por Souza e Menezes (2004) mostra a composição centesimal da farinha de mandioca, proveniente de matéria-prima cultivada, processada e comercializada em Campinas-SP, na qual o valor de cinzas foi 0,74%, dentro do limite estabelecido pela legislação. Desta forma, níveis baixos de cinzas na farinha de mandioca são favoráveis para uma maior qualidade desta.

As farinhas em geral apresentam um teor de proteínas bastante baixo, o que já é esperado frente à composição da raiz da mandioca (ALBUQUERQUE et al., 1993). Desta forma, um elevado teor de proteína na farinha de mandioca é recomendado, sendo este dependente da variedade utilizada. Souza e Menezes (2004) encontraram 1,21% de proteína na farinha obtida em Campinas-SP, menor apenas que o valor encontrado para este grupo IV. Tal variação é pertinente à oscilação dos fatores que influenciam na composição química dos alimentos.

O grupo IV apresentou também o menor teor de lipídios dentre os demais grupos formados (0,33%) (Tabela 3). A legislação brasileira não faz referência quanto ao valor de lipídios na farinha de mandioca, sendo que o seu teor está relacionado com as características intrínsecas do produto.

O grupo V, constituído somente pelo tratamento 3, apresentou características também consideradas adequadas para a farinha de mandioca de alta qualidade, principalmente, por apresentar o menor teor de umidade (8,10%) e o maior teor de carboidratos (88,36%) em relação aos demais grupos (Tabela 3).

O maior teor de carboidratos deste grupo pode estar relacionado com o menor teor de fibras (1,60%), também encontrado na farinha deste grupo (Tabela 3). Do mesmo modo, no grupo II, o maior teor de fibras estα associado ao menor teor de carboidratos encontrado.

Dentre as características analisadas, a acidez destaca-se como uma das mais importantes, estando relacionada com o processo de fabricação da farinha de mandioca, sugerindo a influência do tempo de fermentação da massa de mandioca triturada ou do tempo de prensagem. Dias e Leonel (2006) citam que acidez elevada pode ser indicativo de falta de higiene nas operações de processamento, o que é uma característica de processos artesanais. A exposição prolongada da massa de mandioca à temperatura ambiente elevada e o aumento no tempo de fermentação favorece, conseqüentemente, o aumento na acidez. No grupo V, composto pelo tratamento 3, a farinha analisada teve o maior valor de acidez dentre as demais (2,89 meq NaOH.100 g^–1).

Com base na matriz de distância Euclidiana média padronizada, gerou-se um dendrograma para formação dos grupos de acordo com o método do vizinho mais próximo (Figura 1).

Considerando-se uma distância de 60% no dendrograma, com base nas características avaliadas (Figura 1), verifica-se a formação de seis grupos. De acordo com este dendrograma, o grupo 1, reúne os tratamentos 8, 14, 16, 10, 17, 12, 18, 4, 3, 5 e 2. O grupo 2, os tratamentos 13, 15 e 11. Os grupos III, IV, V e VI os tratamentos 9, 1, 6 e 7, respectivamente. A divergência entre eles mostra a ampla variabilidade nas farinhas produzidas na região. Portanto, pode-se considerar que, de um modo geral, os dois métodos de aglomeração fundamentados em dados físico-químicos foram coerentes na formação dos grupos de produtores de farinhas de mandioca coletadas no município de Cruzeiro do Sul.

Observa-se, pela formação dos grupos, que a variabilidade das farinhas não está representada pela variedade ou local de produção, já que não foram classificadas no mesmo grupo. A variabilidade pode estar relacionada principalmente pelo processo de fabricação, como citado por Lima (1982), podendo esta heterogeneidade ser encontrada em farinhas de um mesmo produtor.

A técnica de análise multivariada tem a vantagem, em relação aos métodos de análise univariada, de avaliar a importância de cada característica estudada sobre a variação total disponível entre os tratamentos avaliados, possibilitando o descarte dos caracteres menos discriminantes, por já estarem correlacionados com outras variáveis redundantes ou pela sua invariância.

Na Tabela 4, constam as contribuições relativas das variáveis para o estudo da variabilidade da farinha produzida. Carboidratos totais e umidade foram as variáveis que mais contribuíram para a variabilidade das farinhas de mandioca comercializadas no município, representando 78,55% da variação total. Cinzas e pH foram as características de menor importância, provavelmente devido a sua menor invariância em relação às demais características avaliadas. Quanto à umidade, o processamento artesanal da farinha de mandioca sem o controle da temperatura de torração implica em variabilidade nesta característica encontrada nas amostras analisadas.

4 Conclusões

As variáveis carboidratos totais, umidade, lipídios, proteína bruta, fibra bruta, acidez, cinzas e pH mostram-se eficazes para avaliar a variabilidade das farinhas de mandioca;

A obtenção de grupos distintos indica presença de variabilidade na qualidade das farinhas estudadas;

A farinha peneirada, tratamento T3, produzida na comunidade Alto Pentecostes, procedente da variedade Caboquinha e a farinha do tratamento T7, produzida no Ramal da Macaxeira, proveniente da variedade Mansa e Brava, são consideradas as de melhor qualidade;

As variáveis carboidrato e umidade apresentam maior importância relativa no estudo da variabilidade físico-química de farinha de mandioca; e

As técnicas multivariadas de agrupamento são coerentes na identificação de grupos de similaridade entre as farinhas de mandioca.

Agradecimentos

Aos produtores da região de Cruzeiro do Sul – Acre, pela doação da farinha de mandioca e à FINEP pelos recursos financeiros.

Referências bibliográficas

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Recebido para publicação em 16/7/2007
Aceito para publicação em 22/1/2008 (002680)

* A quem a correspondência deve ser enviada

Intervenção psicológica em abrigo para mulheres em situação de violência: uma experiência

2009-01-17T10:19:00.002-04:00

Psicologia: Teoria e Pesquisa v.24 n.3 Brasília ju./set. 2008

Madge Porto²

Universidade Federal de Pernambuco, Universidade Federal do Acre, Faculdade da Amazônia Ocidental e Conselho Regional de Psicologia 1ª Regição Seção Acre

RESUMO

O objetivo deste artigo é descrever a trajetória da reconstrução da proposta de intervenção psicológica em um abrigo para mulheres em situação de violência intrafamiliar e de gênero. O trabalho iniciou-se com o estabelecimento de encontros de supervisão, no formato de intercontrole, do Serviço de Psicologia. Durante esses encontros, houve uma avaliação das atribuições funcionais, que davam referência ao trabalho até então realizado, e o estabelecimento de uma nova proposta de intervenção. A nova proposta tem como referência principal a necessidade de pensar uma intervenção psicológica em um contexto institucional, considerando a temática do enfrentamento da violência contra a mulher.

Palavras-chave: intervenção psicológica; gênero; violência contra mulher; abrigo temporário.

ABSTRACT

The aim of the present paper is to describe the reconstructing of psychological intervention in a shelter for women in situations of intrafamilial and gender violence. This work began with the establishment of clinical supervision meetings, in the format of Psychological Service Intercontrol. During such meetings, there was an evaluation of the functional attributes regarding the work carried out up to that point, and the establishment of a new intervention proposal. The main reference of the new proposal is the need for psychological intervention in the institutional context, considering the issue of confronting violence against women.

Key words: psychological intervention; gender; violence against women; temporary shelter.

Este artigo tem por objetivo relatar a experiência profissional de psicólogas no âmbito de uma instituição pública. Será apresentado o processo de mudança nas referências da intervenção psicológica realizada em uma instituição governamental - Casa Abrigo Mãe da Mata do Governo do Estado do Acre, cuja missão é abrigar mulheres em situação de violência intrafamiliar e de gênero juntamente com seus filhos e filhas por um período máximo de 90 dias. Durante esse período, o abrigo oferece proteção e oportunidade para que elas reflitam sobre a vida em situação de violência, assim como as formas de enfrentar essa situação. Na seqüência, serão relatadas as mudanças realizadas nas atribuições do Serviço de Psicologia do abrigo. Para fundamentar a nova proposta, foram feitas discussões sobre as bases que sustentavam a proposta inicial, os resultados obtidos até então e sobre os textos de Severo (1993) e da Secretaria de Políticas para as Mulheres (Brasil, 2003), com o objetivo de promover mudanças na prática institucional.

A principal motivação para escrever este texto foi a constatação da falta de referências para estruturar um serviço de psicologia no contexto de violência contra a mulher. Na época que iniciamos o trabalho, não encontramos textos que apresentassem propostas para a implementação de um serviço de psicologia numa casa abrigo para mulheres. Assim, pensamos que a apresentação de nossa experiência poderá ajudar psicólogas que estejam iniciando um trabalho num abrigo desse tipo.

O atendimento psicológico e as políticas públicas para as mulheres

O atendimento psicológico aparece como uma das intervenções relevantes nas políticas públicas de enfrentamento da violência contra a mulher (Brasil, 2003). Existe uma preocupação de garantir à mulher um acolhimento especializado, de forma que não apenas receba a mulher, mas também a ajude a mudar sua vida. (Brasil, 2003; Soares, 2005). Os aspectos psicológicos ganham destaque também diante da queixa recorrente nos serviços especializados de atendimento às mulheres que vivem em situação de violência - delegacias especializadas, casas-abrigo, centros de referência e unidades de saúde - de que a intervenção é difícil ou o atendimento é inútil (Brandão, 1998; Franco, 2002; Meneghel & cols., 2000; Porto, 2006). Isso porque as mulheres negam a violência, apesar dos sintomas, desistem de prosseguir na responsabilização do agressor ou porque reclamam da situação que vivem e continuam no relacionamento. Assim, há uma expectativa de que a psicologia tem como dar respostas a essas questões.

O feminismo, como referência política e teórica para a organização das mulheres, promoveu uma significativa transformação na compreensão das relações humanas e da organização econômica, política e social do mundo (Pinto, 2003). A trajetória do movimento feminista promoveu a construção de políticas de inclusão e valorização das mulheres, culminando no início do século XXI, no Brasil, com a criação da Secretaria Especial de Política para as Mulheres - SPM, a realização das I e II Conferências Nacionais de Política para as Mulheres e, por fim, o Plano Nacional de Políticas para as Mulheres - fruto da primeira conferência, que é o documento básico para a implementação das políticas específicas para as mulheres. A SPM está vinculada à Presidência da República, tem status de ministério e possui um orçamento definido (Brasil, 2004). O plano apresenta, como estratégia de proteção às mulheres e consolidação das políticas públicas de enfrentamento à violência, o estabelecimento de redes de cidadania e parcerias. Todavia, já em 2003, um documento elaborado pela SPM apresenta um protocolo de intervenção, entre outros documentos de referência, que orienta e espera que as cuidadoras - trabalhadoras que atendem as mulheres em situação de violência - compreendam as relações de gênero e a violência como um fenômeno relacional. Aponta como ação ideal a abordagem integral, aliando a reestruturação de condições materiais à reestruturação afetiva, emocional e de fortalecimento da condição de cidadania das mulheres. Também destaca a necessidade do conhecimento e manejo dos aspectos cíclicos do processo de violência, de modo que estabeleça mudanças nas construções sociais de identidades e subjetividades, a partir de uma escuta não julgadora.

Outras publicações também apresentam este tipo de demanda, as mais recentes são Soares (2005), Brasil (2006b) e Taquette (2007). Para o desenvolvimento de tal intervenção, a estratégia apresentada consiste de: intervenção em equipe multiprofissional, tendo como referência a interdisciplinaridade para a assistência integral; constituição de redes de parceria; abordagem de grupo e crítica às questões de gênero e da violência contra a mulher (Brasil, 2003). Contudo, não há especificações para a realização do atendimento psicológico nesse contexto e a intervenção a ser realizada é apresentada de forma superficial. Parece haver o entendimento de que a formação em psicologia em si garantiria a realização dessas demandas.

Violência e saúde mental

Pensar sobre a relação entre a subjetividade e a violência contra as mulheres ainda gera desconforto. As discussões sociológicas apresentam a categoria gênero como explicativa das causas da violência em contraposição às explicações que argumentam a violência como uma patologia mental do agressor ou da vítima. Desse modo, defendem uma forma de responsabilização dos homens autores de violência.

[...] a violência [...] tinha a ver com a discriminação e a submissão das mulheres. [...] Nós em nenhum momento admitimos nenhuma atenção, mais técnica ou um pronto atendimento psicológico, advogado, assistente, para nós isso [...] não tinha nada a ver com a nossa proposta feminista (Diniz, 2006, p. 18, grifo nosso).

Todavia, dentro do próprio movimento, começa a aparecer uma reflexão em que a vitimização começa a ser relativizada. Por exemplo, para Saffioti (2004, p. 125), "[...] o gênero não é tão somente social, dele participando também o corpo, quer como mão-de-obra, quer como objeto sexual, quer, ainda, como reprodutor de seres humanos". A autora refere, ainda, "[...] que se considera errôneo não enxergar no patriarcado uma relação, na qual, obviamente, atuam as duas partes. Tampouco se considera correta a interpretação de que sob a ordem patriarcal de gênero as mulheres não detêm nenhum poder" (Saffioti, 2004, p. 118).

Nesse processo de reformulação, reflexão, inclusive das próprias experiências pensadas ao longo da trajetória feminista, os aspectos referentes à saúde mental começam a ter um espaço entre as próprias feministas, em muitos casos, também psicólogas. Francisquetti (2005) refere que "a existência do inconsciente torna a idéia de violência mais complexa, pois ela pode partir daí - de um outro dentro de nós mesmos. Podemos ser violentos contra nós mesmos ou contra nosso semelhante" (p. 2). Mirim (2006) apresenta um balanço sobre o enfrentamento da violência contra as mulheres do ponto de vista da saúde mental como elemento não só de tipificação da violência - violência psicológica - ou de suas conseqüências. A autora dá um lugar para a subjetividade das mulheres em situação de violência, ou seja, inclui o mundo subjetivo, não necessariamente patológico, como elemento constituinte das experiências de violência de gênero.

O atendimento psicológico no contexto da violência contra a mulher

Durante o processo de construção das políticas para as mulheres em situação de violência, conduzido pelo movimento feminista, a intervenção em psicologia foi se constituindo como relevante (Brasil, 2003; Brasil, 2006a e Brasil, 2006b). A subjetividade dessas mulheres passou a ter um lugar mais importante, mesmo que ainda de forma não explícita, e o atendimento psicológico, por conseqüência, também. As tentativas de explicar as causas da violência contra as mulheres, a partir da categoria gênero, não se apresentam como suficientes para explicar por que mulheres que construíram seu referencial de papéis e relações de gênero numa mesma cultura agem de forma diferenciada no que se refere à experiência de viver este tipo de violência. Mesmo quando há a referência de que: "mulheres que suportam violência de seus companheiros são co-dependentes da compulsão do macho e o relacionamento de ambos é fixado, na medida em que se torna necessário. Neste sentido, é a própria violência, inseparável da relação, que é necessária" (Saffioti, 2004, p. 84).

Algumas experiências de atendimento em saúde mental às mulheres em situação de violência mostram as potencialidades do trabalho com o psiquismo. Deparar-se com a ambigüidade da mulher com relação ao agressor e até a si mesma, faz com que se perceba que a violência contra as mulheres se dá em um "[...] contexto complexo, onde estão em jogo, atravessando as pessoas em cena, a realidade externa, a cultura, os fluxos, as forças inconscientes, fantasias, traumas, desejos de vida, desejos de destruição - morte" (Francisquetti, 2005, p. 2).

A Casa Abrigo Mãe da Mata - CAMM

A Casa Abrigo Mãe da Mata (CAMM) é um espaço criado no ano de 2000 pelo Governo do Estado do Acre, com apoio do Ministério da Justiça e Fundação Banco do Brasil, está vinculada à Gerência de Eqüidade de Gênero da Secretaria de Estado de Cidadania e Assistência Social (SECIAS) e tem como objetivo o abrigamento temporário de mulheres e seus filhos menores de 12 anos em situação de violência e/ou em iminente risco de morte (Acre, 2000). A partir de 2001, a CAMM começou a receber as primeiras abrigadas.

A escolha do nome do abrigo baseou-se na lenda da Mãe da Mata, uma sábia senhora que, para os povos da Amazônia, cumpre o papel de ser uma grande protetora e defensora da floresta. Segundo a lenda, essa entidade mitológica pune com rigor aqueles que ousam agredir a floresta e seus habitantes, dessa forma, preservando o seu equilíbrio.

O imóvel foi construído com a finalidade de ser um abrigo e foi projetado com dimensões adequadas para o alojamento de 30 pessoas, entre mulheres, crianças e/ou adolescentes. Está localizado em um bairro residencial de Rio Branco e tem seu endereço mantido sob sigilo. A CAMM funciona 24 horas, com plantões de 12 horas de vigias e monitoras, incluindo sábados, domingos e feriados, e regime de 40 ou 30 horas semanais para os demais cargos. As mulheres chegam à CAMM encaminhadas principalmente pela Delegacia Especializada de Atendimento à Mulher (DEAM) e pela SECIAS. A equipe é composta por: uma gerente administrativa, uma assistente social, três servidoras de apoio à assistente social, uma psicóloga, três educadoras, uma digitadora, uma instrutora de curso profissionalizante, cinco monitoras, quatro vigias, duas cozinheiras, uma auxiliar de cozinha, quatro zeladoras e um motorista Além dos serviços prestados por esses profissionais, existe uma rede de parceiros da área social, médica e jurídica como postos de saúde, hospitais (geral e de saúde mental), Defensoria Pública, centro de referência, Delegacia Especializada de Atendimento à Mulher, Sistema Nacional de Empregos (SINE) e Fundação de Bem-Estar Social do Acre (FUNBESA), que possibilitam o acesso à justiça, à promoção e inserção profissional, à educação e à promoção da saúde física e mental das mulheres e crianças e/ou adolescentes abrigados. Por fim, entre 2001 e 2005, existiram 1.426 abrigamentos.

O serviço de psicologia da CAMM

O trabalho realizado na SECIAS, capacitação da equipe técnica e de apoio, desde 2003, possibilitou o conhecimento da história da estruturação da CAMM, por meio de depoimentos e documentos, assim como a implementação da proposta de supervisão no formato de intercontrole.

Desde o início do funcionamento da CAMM, várias psicólogas passaram pelo Serviço de Psicologia e, em alguns momentos, esse serviço não foi oferecido. Essa rotatividade, que existe em todas as funções da CAMM e da SECIAS, é conseqüência da falta de servidores concursados e os profissionais que trabalham nesses órgãos são, na maioria, trabalhadores com contratos temporários. Outro aspecto importante é a falta do profissional de psicologia, pois o primeiro curso de graduação em Psicologia do estado só iniciou em 2006. Isso significava, quase sempre, demora na substituição da profissional. A ausência e/ou rotatividade das psicólogas na CAMM foi relatada pelas servidoras, nos momentos de capacitação da equipe, como um elemento limitador no processo de implementação do serviço, pois a elas cabia o papel de "conversar" e de ser "legal", por ouvir os problemas e dar "conselhos" tanto para as abrigadas como para a equipe. Também foi percebido um sentimento de insegurança vivenciado pela equipe no ciclo de vínculos e separações que causou desânimo e desvalorização profissional. Nesse contexto, algumas questões destacaram-se, como: expectativas difíceis de serem realizadas, como o atendimento às mulheres abrigadas e à equipe, ao mesmo tempo, pela mesma psicóloga; e uma valorização do atendimento clínico individual, ou seja, a psicóloga só trabalharia como psicóloga quando atendendo cada um que a procurasse para "conversar" na sala de psicologia. Não eram considerados, segundo as falas dessas servidoras, os estudos de caso como uma atividade da psicóloga, por exemplo. Havia, ainda, mitos e rótulos como "aquela que dá conselhos", "sabe tudo", e "aquela que apóia em todas as horas ", como mencionaram em algumas capacitações.

Duas psicólogas, um desafio: as estratégias do intercontrole

No processo de capacitação continuada da equipe multiprofissional da CAMM, realizado por mim, que era uma das integrantes da equipe da Gerência de Eqüidade de Gênero da SECIAS, foi identificada a necessidade de iniciar um trabalho de supervisão clínica do atendimento psicológico, pois a psicóloga do abrigo solicitou um acompanhamento sistemático das atividades desenvolvidas, em especial, o atendimento às mulheres abrigadas na CAMM. Assim, com essa demanda, o acompanhamento foi estruturado no formato de intercontrole do Serviço de Psicologia. Isso porque o estabelecimento de uma supervisão clínica tradicional não seria recomendado, pois eu também fazia parte da equipe que trabalhava para o desenvolvimento dos objetivos da CAMM. Contudo, eu era lotada no prédio da SECIAS, e não dentro do abrigo, como ficava a psicóloga que realizava os atendimentos às mulheres.

O trabalho iniciou com a reflexão sobre a prática da intervenção psicológica, até então realizada com base nas atribuições funcionais pré-estabelecidas para o Serviço de Psicologia (Acre, 2001). Os encontros de Intercontrole foram estabelecidos inicialmente com uma freqüência quinzenal, mas as demandas exigiram mais urgência e constância. Assim, optou-se por encontros semanais de duas horas de duração com registro escrito dos assuntos tratados e produção de relatório de atividades. O desafio que se apresentava era: como delimitar os papéis, assumir novas formas de atuar baseadas numa intervenção psicológica mediada por uma instituição que abriga mulheres em situação de violência e deixar de ser a responsável por outras atividades que não eram específicas da Psicologia?

Nesse processo, considerando-se as atribuições definidas para o Serviço de Psicologia (Acre, 2001), perceberam-se dificuldades e limitações para a realização do trabalho. Com base numa literatura de apoio nas áreas de psicologia institucional, feminismo e gênero (Severo, 1993; Brasil, 2003) e na própria experiência de atendimento no abrigo, foi realizada uma análise de cada atividade atribuída à psicóloga no abrigo (Acre, 2001). Para um melhor entendimento, descreveremos abaixo as atribuições definidas para o serviço de psicologia (Acre, 2001) e as respectivas análises que foram realizadas nos encontros de Intercontrole:

1. Apoio imediato às abrigadas. Esta atribuição pressupõe que a intervenção psicológica deve ser emergencial para ser eficaz e promover a resolução do caso. Contudo, o serviço de Psicologia funciona apenas durante um horário (manhã ou tarde). Assim, funcionando a CAMM diuturnamente, não era possível um atendimento imediato, mas apenas nos horários de trabalho da psicóloga;

2. Suprir as necessidades psicológicas da equipe. Com base na concepção socio-histórica da Psicologia e nos fundamentos da psicologia institucional, essa atribuição foi considerada um duplo equívoco. Primeiro, porque um psicólogo não "supre" as necessidades psicológicas de seus clientes/pacientes; e, segundo, porque as clientes/usuárias do serviço de uma casa-abrigo para mulheres em situação de violência deveriam ser as mulheres abrigadas, e não a equipe. Por fazer parte da equipe do abrigo, ficou entendido que era inviável o trabalho de intervenção psicológica a essa mesma equipe e, por isso mesmo, a intervenção teria como objetivo trabalhar a subjetividade no sentido de restabelecer o equilíbrio emocional das mulheres abrigadas;

3. Facilitar o processo de socialização equipe/abrigadas e intermediar as relações interpessoais. Mais uma vez, a equipe é apontada como objeto de intervenção da psicóloga, como se, para o Serviço de Psicologia, a clientela do abrigo e a equipe que lá trabalha ocupassem o mesmo lugar e a psicóloga outro lugar diferente dos citados. Nesse ponto, foi considerado que a psicóloga faz parte da equipe e, nessa condição, como qualquer outro membro da equipe, teria um papel de facilitadora do contato entre a abrigada e a equipe do abrigo quando fosse ela quem recebesse/acolhesse inicialmente a abrigada;

4. Colaborar com os demais setores. Nesta atribuição fica explícita a visão do psicólogo como aquele que pode "ajudar em tudo" e "resolver os problemas" de todos. Não há especificação do tipo de colaboração esperada, o que deixa lacunas para expectativas que extrapolam a atuação do profissional em psicologia, como ajudar na parte administrativa e nos encaminhamentos do Serviço Social, para citar dois exemplos;

5. Estudo apurado dos casos (conflitos/necessidades). Esse item foi considerado de extrema importância, já que o estudo de caso é uma atividade fundamental para uma intervenção de qualidade. A explicitação dessa atribuição é muito positiva, pois significa considerar que a intervenção psicológica é mais ampla que o atendimento propriamente dito; e, por fim,

6. Foco do trabalho psicossocial com as abrigadas e filhos. Esse item é o que explicita o foco da intervenção, as mulheres e as crianças que as acompanham e delimita o trabalho no campo psicossocial. Contudo, no conjunto das atribuições, entra em conflito com o item nº 2 (Suprir as necessidades psicológicas da equipe).

Por conseqüência, depois de toda uma discussão, tendo como referência os pressupostos teóricos citados ao longo deste artigo e identificando uma mistura nas atribuições colocadas para a psicóloga - atender às mulheres abrigadas e à equipe -, começou-se a avaliar a necessidade e viabilidade de redefinição dessas atribuições, principalmente porque a psicóloga do abrigo mostrava-se confusa quanto ao trabalho que precisava desenvolver. Ao mesmo tempo, havia uma demanda significativa da equipe, e até mesmo de seus familiares, pelo atendimento psicológico, o que acarretava prejuízos ao atendimento das mulheres abrigadas, já que o foco do trabalho ficaria desviado.

Por fim, identificamos também a descontextualização do atendimento, ou seja, a referência ao atendimento psicológico desvinculado dos pressupostos feministas e dos conceitos de gênero que dão suporte a essa política pública de enfrentamento da violência contra a mulher. A análise das atribuições existentes, a referência na base teórica das políticas para as mulheres e a experiência desenvolvida a partir dos questionamentos apresentados anteriormente, subsidiaram a definição das novas atribuições do serviço, que foram: 1) Atender as mulheres abrigadas em Grupo Reflexivo; 2) Realizar atendimento individual às mulheres que apresentarem essa necessidade; 3) Atender às crianças e adolescentes em grupos; 4) Encaminhar para atendimento psicológico clínico os membros da equipe (e seus familiares) quando houver solicitação; 5) Participar das reuniões de estudo de caso da equipe multiprofissional; 6) Participar dos encontros de intercontrole - supervisão clínica do atendimento psicológico; 7) Realizar o registro dos atendimentos nas pastas das abrigadas (arquivo dos atendimentos), preservando o sigilo profissional e demais questões éticas (Código de Ética do Profissional de Psicologia); 8) Elaborar relatórios mensais dos atendimentos realizados; 9) Participar do plantão de sobreaviso; e 10) Participar da capacitação continuada da equipe multiprofissional (cujas temáticas eram gênero, violência contra a mulher, direitos humanos das mulheres, políticas públicas para as mulheres).

O objetivo seria estabelecer uma referência para o trabalho em psicologia que considerasse a intermediação institucional e o contexto da mulher que vive em situação de violência, cujos fundamentos sociais e culturais são muito fortes. Com base no referencial teórico do feminismo e da categoria de análise gênero, nos quais a política pública do abrigamento está ancorada, seria importante instituir um espaço de atendimento psicológico para a escuta e a reflexão, e que não tivesse como papel principal realizar o tratamento de transtornos psicológicos. Isso também porque o tempo máximo de permanência no abrigo não ultrapassaria três meses, salvo algumas exceções. Nesse contexto, avaliamos que uma intervenção clínica institucional seria mais adequada que uma intervenção baseada na clínica tradicional, como defende Severo (1993).

Resultados Iniciais

Os resultados aqui apresentados precisam ser avaliados no contexto de uma descrição de experiência profissional. Dessa forma, avaliamos que as mudanças ocorridas trouxeram uma maior organização ao atendimento em psicologia e uma delimitação do papel da psicóloga no abrigo, como foi relatado pelas mulheres abrigadas e pela equipe, respectivamente, nos atendimentos em grupo e nas reuniões de equipe. Todavia, considerando que se trata de um processo contínuo e dinâmico, sujeito a ajustes ao longo do tempo, apresentaremos como resultados o que foi identificado na construção dessa proposta.

A proposta de formar um grupo reflexivo foi bem aceita pelas abrigadas. Elas o nomearam: Grupo Mulheres Unidas para Vencer. Nele, foram trabalhados temas como: relações de gênero, violência contra a mulher, auto-estima, planos para o futuro, relacionamento com os filhos, trabalho, entre outros. Com relação às técnicas utilizadas, destacamos as dinâmicas de grupo, leitura de textos, debates livres e desenhos. Para a operacionalização das novas atribuições da psicóloga, optouse por fazer um quadro de horários, organizando todas as atividades que seriam realizadas por ela. O modelo adotado foi o sugerido por Severo (1993), que destaca o planejamento das atividades, o atendimento em grupo e o estabelecimento de um tempo para os registros dos atendimentos realizados. Cada abrigada tinha uma pasta (arquivo) em que constava, entre outras, a ficha de Atendimento Psicológico. Na ficha, eram realizadas as anotações sobre as temáticas trabalhadas em grupo e as respectivas datas, bem como os atendimentos individuais. Eram registros sucintos, por exemplo, se em um atendimento individual a abrigada relatava como tinha sido seu relacionamento com seus pais, anotava-se na ficha que o tema trabalhado tinha sido "relacionamentos familiares" sem outras informações a respeito. Para o mesmo atendimento, outras informações mais específicas e que precisam ser mantidas sob sigilo, são anotadas em documento de uso exclusivo da psicóloga. Um relatório mensal dos atendimentos psicológicos realizados era entregue à gerência da CAMM, no qual constava o número de atendimentos realizados (em grupo e individual), as participações nas capacitações, intercontrole, fóruns e seminários, reuniões; os encaminhamentos realizados; os contatos com demais profissionais e outras informações julgadas pertinentes.

Em uma avaliação realizada no encontro de encerramento das atividades daquele ano (antes do recesso do fim do ano), foi possível perceber que a proposta de atendimento, fundada na intervenção psicológica mediada pela instituição e considerando o contexto da violência contra a mulher, apontava para resultados mais positivos. Dessa maneira, segundo as mulheres abrigadas, o grupo proporcionava momentos de reflexão sobre suas vidas e sobre a violência sofrida, o fortalecimento da auto-estima e autonomia. Esses resultados são semelhantes aos encontrados por Moreira (1999) em uma pesquisa cujo objetivo era comprovar a indicação do atendimento em grupo como "(...) modalidade de intervenção psicológica" (Moreira, 1999, p. 61) mais adequada nos casos de violência intrafamiliar contra a mulher. Esse estudo também destacou que os conteúdos que emergem dos grupos são basicamente aqueles relacionados à violência e às estratégias de superação dessa situação. Com base no texto de Neves e Nogueira (2003), que apresenta a reflexividade como um instrumento que promove a crítica e defende que, no campo das práticas terapêuticas dirigidas às mulheres, faz-se necessária a criação de "(...) práticas terapêuticas alternativas na Psicologia" (Neves & Nogueira, 2003, p. 52), consideramos que o trabalho em grupo reflexivo com as Mulheres Unidas para Vencer foi um avanço. Isso porque, após o início do atendimento, com o novo modelo, houve um aumento da demanda por parte das mulheres abrigadas, que foi constatado com o aumento da procura pelo serviço. Tornaram-se freqüentes os pedidos verbais por atendimento ou, de forma indireta, os "passeios pelo corredor" - numa forma de tentar disfarçar a busca direta pelo atendimento - que terminavam na sala de atendimento da psicóloga para informações, atendimento individual e par-ticipação no grupo reflexivo.

Por fim, a experiência dos encontros de Intercontrole foi ampliada, ou seja, deixou de ser uma atividade apenas da psicóloga da CAMM para se tornar uma atividade da rede de enfrentamento da violência contra a mulher em Rio Branco. Nesse novo formato, foi nomeada Roda de Conversa em Psicologia. Trata-se de uma supervisão clínica no formato de intercontrole entre as psicólogas que trabalham nas instituições de atendimento que formam essa rede, composta pela Casa Abrigo Mãe da Mata, o Centro de Referência, a DEAM, a maternidade pública, unidades de saúde, entre outros. Nesse espaço, queremos, como nos aponta Machado (2004), discutir e dividir as dificuldades teóricas, técnicas e emocionais na intervenção com as mulheres vítimas de violência. É uma tentativa de estabelecer uma estratégia protetora das conseqüências da intervenção terapêutica nesse contexto específico.

Considerações Finais

Escrever este artigo, relatando nossa experiência, faz parte da estratégia pensada para o desenvolvimento de um novo caminho para o atendimento psicológico em instituições públicas no Estado do Acre, e também uma iniciativa de apresentar uma referência para aqueles que precisam iniciar um trabalho semelhante. As dificuldades do Serviço de Psicologia eram percebidas da forma como estavam estabelecidas, uma definição ambígua do papel do psicólogo, o que provocava a demanda da profissional para outros serviços e as expectativas difíceis de serem realizadas, até mesmo incompatíveis como a intervenção em psicologia - "suprir as necessidades psicológicas". Depois dessa avaliação, definimos uma proposta de intervenção e, mesmo sentindo a resistência, seguimos adiante. Precisávamos criar uma nova proposta, uma nova intervenção, principalmente porque compreendemos que a violência contra a mulher é fruto de relações de gênero desiguais que foram construídas histórica e culturalmente (Saffioti, 2004). Assim, não poderíamos reduzir nossa intervenção, ou seja, não poderíamos psicologizar o problema. Precisávamos ousar, pois tínhamos uma nova realidade e um modelo de intervenção que não dava repostas satisfatórias. Por conseqüência, precisávamos bus-car instrumentos, teorias e técnicas que nos possibilitassem questionar o que estava estabelecido e propor uma prática nova. Assim fizemos. Ainda estamos estudando, perguntando, enfim, construindo e esse processo convém apresentarmos agora para um debate mais amplo.

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