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Annibal Duarte Pereira NettoIssaranã Franklin da Cunha

Thomas Manfred Krauss

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marca_textos.pdf 29/6/2005 23:41:55marca_textos.pdf 29/6/2005 23:41:55

HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS EM SOLO DE ÁREA QUEIMADA COM FINALIDADES

AGRÍCOLAS. Annibal Duarte Pereira Netto2,3*; Issaranã Franklin da Cunha2 e Thomas Manfred Krauss4

Resumo: Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) foram estudados em amostras de solo e de cinzas de vegetação coletadas em pequena propriedade agrícola, em área rural (São Pedro da Serra, Nova Friburgo, RJ) para avaliar os níveis destas substâncias no solo após queima de vegetação. As amostras foram extraídas em banho de ultra-som utilizando-se diclorometano e analisadas por cromatografia a gás de alta resolução com acoplamento à espectrometria de massas. Foram identificados 21 HPAs, incluindo benzo[a]pireno e benzo[a]antraceno classsificados como prováveis carcinogênicos pelo IARC. Concentrações de HPAs ≤ 40,5 ng/g (em solos) e ≤ 1435 ng/g (em cinzas) foram observadas. Cerca de 51 % do total de HPAs foi encontrado no solo 3 meses após a queimada, indicando a alta persistência destas substâncias no local. A alta correlação (R ≥ 0,9) entre os teores de HPAs no solo e em cinzas indica que as cinzas da vegetação queimada são a principal fonte de HPAs para o solo. Os resultados obtidos apontam para um problema de contaminação ambiental e de risco para Saúde Humana em áreas agrícolas, já que a queima de vegetação é uma prática comum e disseminada em todo o Brasil. Palavras-chave: HPAs, exposição humana, solos, queima de vegetação 2Departamento de Química Analítica – Instituto de Química – Universidade Federal Fluminense. Outeiro de São João Batista, s/n – 24020-150 – Centro – Niterói – RJ – Brasil. 3Programa de Pós Graduação em Química – Instituto de Química – Universidade Federal Fluminense.

4Fundação Oswaldo Cruz – Instituto Nacional de Controle de Qualidade de Saúde (INCQS). Avenida Brasil, 4365 – 21045-900 – Rio de Janeiro – RJ – Brasil.

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Introdução: A queima de vegetação, como forma de preparo do solo para cultivo ou para

a expansão de fronteiras agrícolas, é uma prática comum e disseminada no Brasil e em outros países em desenvolvimento (Crutzen & Andreae, 1990). Os efeitos desta prática para a vegetação variam em função da biomassa disponível, da quantidade e das características da vegetação e da duração das queimadas (Cardoso et al., 2003).

No caso de solos, entretanto, há inúmeros problemas tanto como a destruição da matéria orgânica, incluindo a fauna macro e microbiológica quanto a redução da umidade e dos níveis de nutrientes ao longo do tempo. O processo erosivo nos solos é acentuado após as queimadas, pois a ausência da cobertura vegetal aumenta a remoção de partículas e nutrientes pela ação do vento e/ou da chuva, levando ao empobrecimento dos solos e aumentando, como conseqüência, os custos agrícolas com corretivos e fertilizantes (Pequeno, 2003).

Além destes problemas, as queimadas são responsáveis pela emissão de grande quantidade de poluentes atmosféricos associados à inúmeras questões relativas ao Meio Ambiente e à Saúde Humana como, por exemplo, CO2 e partículas relacionados ao efeito estufa (Scholes et al., 1996) além de outros gases como CH4, NOx, CO (Lacaux et al., 1996; Scholes et al., 1996), considerados precursores de ozônio na atmosfera (Parrish & Fehsenfeld, 2000).

A queima de vegetação leva também à emissão de várias famílias de substâncias químicas, incluindo hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) (Vo Dinh, 1998; IPCS, 1998) considerados substâncias tóxicas persistentes (STPs) e que têm importância toxicológica, pois muitos deles são carcinogênicos e/ou mutagênicos para homens e animais (Boffetta et al., 1997; IPCS, 1998; Pereira Netto et al., 2000).

A formação e a emissão de HPAs durante a queima de vegetação ocorrem independentemente do tipo de vegetação envolvida. No Brasil, altos teores de HPAs foram observados em material particulado atmosférico (MPA) coletado na Floresta Amazônica em períodos de queima de floresta (Vasconcelos et al., 1998; Vasconcellos, 1996). Em regiões de cultivo de cana de açúcar, nos períodos de colheita, quando há queima da folhagem, foi verificado considerável aumento dos níveis de várias famílias de substâncias químicas em MPA, incluindo HPAs (Azevedo et al., 2003; Santos et al., 2003). HPAs foram identificados também nas cinzas resultantes da queima de cana de açúcar (Zamperlini et al., 1997; 2000). Entretanto, apesar destes resultados, há relativamente poucos dados a respeito da presença de HPAs em solos no Brasil (Wilcke et al., 1999).

A presença de HPAs em solos depois de queimadas é de interesse tanto devido à sua relativa persistência e estabilidade em solos, demonstrada pelas estimativas de seus tempos de meia-vida (Tabela 1) (IPCS, 1998) quanto devido aos processos que podem levar à transferência destas substâncias lipofílicas para outros compartimentos ambientais, onde distribuem-se em proporções que dependem das propriedades físico-químicas dos HPAs e das características de cada compartimento.

Deste modo, HPAs de menor peso molecular, que tem maior pressão de vapor, são volatilizados e dispersos na fase gasosa da atmosfera, enquanto os de maior peso molecular depositam-se em partículas que permanecem em suspensão no ar. Como conseqüência, estas substâncias podem ser transportadas pelo ar e dispersas em grandes áreas. Águas de drenagem superficial também podem

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transportar HPAs associados à partículas, contaminando corpos d’água e sedimentos e levando à contaminação da biota aquática.

Tabela 1: HPAs estudados neste trabalho, informações sobre carcinogenicidade e

sobre meias-vidas no solo.

HPAs IARC (2002)(1)

EPA(2) Meia vida no solo (horas)(3)

Naftaleno nd P 1000 – 3000 Acenaftileno nd P 3000 – 10000 Acenafteno nd P nd Fluoreno 3 P Fenatreno 3 P Antraceno 3 P

3000 – 10000

Metilfenantrenos+Metilantracenos 3 nd Pireno 3 P Fluoranteno 3 P Benzo[a]antraceno 2 A P Criseno# 3 P

10000 – 30000

Benzo[b]fluoranteno 2 B P nd Benzo[e]pireno 3 nd Benzo[k]fluoranteno 2 B P Benzo[a]pireno 2 A P Perileno nd

10000 - 30000

Indeno[1,2,3-c,d]pireno 2 B P nd Dibenzo[a,h]antraceno* 2 A P 10000 - 30000 Benzo[g,h,i]perileno 3 P nd Coroneno 3 nd

P prioritário nd não disponível 2A provável carcinogênico para humanos 2B possível carcinogênico para humanos 3 não classificável de acordo com a carcinogenicidade

(1) IARC, 2002 (2) EPA, 1988 (3) IPCS, 1998

A lixívia de solos contaminados com HPAs pode causar (lenta) contaminação

do lençol freático. Partículas de solo podem ser resuspensas na atmosfera ou se depositar em outras superfícies como solos, corpos de águas e plantas. Entretanto, a assimilação direta de HPAs por plantas terrestres, a partir de solos contaminados, é relativamente pequena se comparada com a proveniente da deposição atmosférica (Simonich & Hites, 1995).

A exposição humana pode ocorrer por diversas vias como a inalação de ar, a ingestão de águas, solos, poeiras e alimentos e o contato através da pele, que têm importância relativa diferenciada (Menzie et al., 1992; IPCS, 1998). Há também a possibilidade de exposição humana em tarefas que impliquem em manuseio de solo contaminado por HPAs.

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Diferentes órgãos podem ser afetados independentemente da forma de exposição (IPCS, 1998) já que há transporte destas substâncias ou de seus metabólitos no organismo. O mecanismo de carcinogênese por HPAs é bem conhecido. Há relação entre este mecanismo e as estruturas moleculares de diferentes HPAs, que têm, portanto, potencial carcinogênico diferenciado. A International Agency for Research on Cancer (IARC) estabeleceu uma classificação de HPAs e materiais que os contém, conforme os dados disponíveis sobre carcinogenicidade (Tabela 1). Uma lista com 16 HPAs considerados prioritários para monitoramento ambiental foi estabelecida pela U. S. Environmental Protection Agency (EPA) (Tabela 1).

O objetivo deste trabalho é apresentar resultados preliminares da avaliação de HPAs em solo agrícola de uma pequena propriedade rural na região de São Pedro da Serra, no Município de Nova Friburgo, RJ. O interesse deste trabalho reside no fato de que queimadas em pequenas propriedades agrícolas são comuns e disseminadas no Brasil. Aparentemente também este é o primeiro trabalho realizado no Brasil em que o efeito de queimadas como forma de preparo de solos é discutido à luz da formação de HPAs e da avaliação da possibilidade de contaminação humana decorrente desta prática. Materiais e Métodos:

HPAs fornecidos pela Aldrich Chemical Co. (WI, USA) e pela AccuStandard (CT, USA) foram usados como padrões. Solução contendo os 16 HPAs da EPA (Accustandard) foi usada para preparação de solução padrão. HPAs perdeuterados (naftaleno-D8, pireno-D10, criseno-D12, benzo[a]pireno-D12 e perileno-D12) fornecidos pelo CIL (Cambridge Isotope Laboratories, MA, USA) e Isotech (OH, USA) foram empregados como padrões internos. Hexano e diclorometano (ambos, Absolv - Tedia, RJ, Brasil) e tolueno (Omnisolv – Residue Analysis – E M Science, NJ, USA) foram utilizados na preparação dos extratos.

Amostras de solo superficial do local estudado foram coletadas em duas datas distintas: cerca de uma semana e cerca de três meses depois da queima de vegetação. As amostras foram coletadas com pá metálica, guardadas em frasco de vidro e mantidas em refrigerador até análise. Parte de cada amostra foi retirada, homogeneizada, seca ao ar e extraída como descrito anteriormente (Sisinno et al., 2003). Alíquota de cerca de 5 g da fração menor que 2 mm2 foi pesada ao décimo de mg e extraída em banho de ultra-som com 4 porções de 20 mL de diclorometano, por 20 minutos cada, sendo os 4 extratos de cada amostra combinados. Solução contendo padrões internos (HPAs perdeuterados) foi adicionada ao extrato após a primeira etapa de extração. Após adição de tolueno (300 μL), o extrato foi concentrado em evaporador rotatório (T < 40oC) e centrifugado para retirada de sólidos remanescentes. O sobrenadante foi evaporado até cerca de 500 μL com N2 de alta pureza e submetido à limpeza em cartuchos de extração em fase sólida (SiO2; 6 mL; 1000 mg) empregado-se sistema de vácuo (J.T.Baker). A fração rica em HPAs foi eluída com solução de diclorometano (10% v/v) em hexano, concentrada com N2 e guardada em vial em geladeira até análise (Sisinno et al., 2003; Pereira Netto et al., 2002; 2001).

A análise de padrões e amostras foi realizada por cromatografia à gás de alta resolução e espectrometria de massas (CGAR-EM) em cromatógrafo Agilent 6890 acoplado a detetor de massas Agilent 5973N. Solução contendo 21 HPAs, inclusive os 16 considerados prioritários pela EPA foi utilizada para a otimização das

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condições de separação cromatográfica em coluna DB5-ms (30m; 0,25 mm; 0,25mm). A calibração foi efetuada com 4 diferentes soluções contendo 10 ppb, 50 ppb, 100 ppb e 200 ppb de cada um dos 21 HPAs nativos e 50 ppb dos padrões perdeuterados. A detecção dos HPAs foi realizada por varredura (50-350 u.m.a.) e por monitoramento seletivo de íons (SIM) com os íons de peso molecular dos HPAs de interesse e dos padrões internos. (Tuominem et al., 1986). A identificação foi realizada combinando-se tempos de retenção, fragmentogramas de íons específicos e cromatogramas em SIM. Resultados e Discussão:

Nas amostras de solo estudadas, foram identificados 21 HPAs, incluindo os 16 HPAs prioritários da EPA, além de 2-metilfenantreno, benzo[b]fluoreno, benzo[e]pireno, perileno e coroneno.

A presença de benzo[a]pireno e benzo[a]antraceno, classificados pelo IARC como prováveis carcinogênicos para seres humanos (2A) e de benzo[b]fluoranteno, benzo[k]fluoranteno, dibenzoantracenos e indeno[1,2,3-cd]pireno classificados como possíveis carcinogênicos (2B), nas amostras analisadas, indica o potencial toxicológico e os riscos de exposição humana que estes solos representam.

Muitos dos HPAs identificados neste trabalho foram descritos anteriormente por Zamperlini et al. (1997; 2000) em amostras de fuligem proveniente da queima de cana de açúcar. A comparação dos HPAs identificados neste trabalho com os determinados em MPA em áreas de cultivo de cana de açúcar (Azevedo et al., 2003; Santos et al., 2003) e na Amazônia em períodos de queimada (Vasconcelos et al., 1998; Vasconcelos 1996) indica que além de se depositarem no solo, parte dos HPAs gerados em queima de vegetação é dispersa na atmosfera representando outra fonte de exposição humana distante do local da emissão. A relação dos HPAs identificados inclui ainda fenantreno, pireno e fluoranteno que foram considerados os principais responsáveis pela toxicidade de águas de drenagem superficial para biota aquática (Boxall & Maltby, 1997).

Outra forma de considerar a presença de HPAs nos solos estudados é avaliar os resultados à luz da Norma de Classificação de Resíduos (NBR 10.004). De acordo com esta norma, a presença de apenas um destes HPAs, levaria os solos (vastas áreas de solos na realidade), a serem classificados como Resíduos Perigosos, o que implicaria em cuidados especiais (manuseio, transporte e, principalmente, destinação especial) devido ao risco de contaminação humana. Sob esta perspectiva é interessante observar que no caso do solo estudado todos os HPAs previstos na norma foram identificados nas amostras coletadas. Assim, caso a NBR 10.004 fosse aplicada, estes solos poderiam ser considerados impróprios para manuseio humano devido aos riscos que representariam, inviabilizando seu cultivo.

Os resultados de análise quantitativa de HPAs encontram-se na Tabela 2. Concentrações de HPAs individuais variando desde menores que o limite de detecção do método (~ 1 ng/g) até 40,5 ng/g foram observadas. Naftaleno, acenaftileno e fenantreno predominaram na amostra coletada logo após a queimada enquanto naftaleno e fenantreno predominaram na amostra coletada 3 meses após a queima de vegetação.

De um modo geral, HPAs com peso molecular inferior a 228 u.m.a. predominam nas amostras de solo e de cinzas, correspondendo à cerca de 88 % do total no caso da amostra coletada em 10/10/2002 e a cerca de 83% no caso da amostra coletada em 12/01/2003. Na amostra de cinzas de vegetação coletada em

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10/10/2002, HPAs com pesos moleculares inferiores a 228 u.m.a. predominaram, com teores variando desde menores que o limite de detecção do método até 1435 ng/g (naftaleno). Tabela 2: Concentrações de HPAs (ng/g) observadas nas amostras de solo e cinzas. massa de HPA/massa de amostra (ng/g)

Solo Solo Persistência1 Cinza Data de coleta 10/10/2002 12/01/2003 (%) 10/10/2002

Naftaleno 40,5 34,7 85,5 1435 Acenaftileno 21,1 3,84 18,2 633 Acenafteno 3,06 3,10 101,4 127

Fluoreno 12,1 4,22 34,8 333 Fenantreno 30,2 9,79 32,4 591 Antraceno 4,70 2,13 45,3 116

2-Metilfenantreno 4,97 3,19 64,3 117 Fluoranteno 13,9 5,39 38,9 152

Pireno 11,2 3,52 31,4 117 Benzo[b]fluoreno 2,53 0,59 23,5 34,4

Benzo[a]antraceno 3,95 1,55 39,3 64,0 Criseno+Trifenileno2 4,98 2,13 42,7 71,0 Benzo[b]fluoranteno 4,36 2,23 51,3 tr Benzo[k]fluoranteno 2,59 2,10 80,9 tr

Benzo[e]pireno 3,21 2,25 70,0 tr Benzo[a]pireno 3,05 2,07 67,8 tr

Perileno 1,86 1,74 93,7 tr Indeno[1,2,3-cd]pireno 2,16 1,48 68,6 tr Dibenzoantracenos3 tr nd --- tr Benzo[ghi]perileno 2,20 1,71 77,6 tr

Coroneno 1,71 1,49 86,8 tr Total 174,4 89,2 3791,4 Total de HPAs carcinogênicos4

16,1 9,43

% de HPAs carcinogênicos 9,23 10,57 Média 57,7 (1) % de cada HPA encontrado no solo 3 meses após a queimada (2) não separados cromatograficamente na fase estacionária usada (3) os isomeros dibenzo[a,h]antraceno e dibenzo[a,c]antraceno coeluem (4) ver Tabela 1

As concentrações totais de HPAs (ΣHPAs) nas amostras de solo foram de

174,4 ng/g na amostra inicial e de 89,2 ng/g na amostra coletada cerca de 3 meses após a queima da vegetação, o que corresponde a cerca de 51% da concentração total inicial. Este resultado indica que, mesmo após alguns meses no verão, estação marcada por chuvas e altas temperaturas, HPAs persistem no solo representando um problema para a contaminação ambiental e humana na região. A persistência dos diferentes HPAs variou entre 100% (acenafteno) e 18,2% (acenafitleno) (Tabela 2). A correlação linear entre os teores de HPAs em solo nas duas datas é

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relativamente elevada (R = 0,856) indicando que os valores encontrados cerca de 3 meses após a queimada dependem dos níveis iniciais destas substâncias no solo.

Boas correlações (R > 0,900) entre os níveis dos HPAs de pesos moleculares menor ou igual a 228 u.m.a. em solo e nas cinzas de vegetação foram observadas. Para a amostra coletada em 10/10/2002 (Figura 1), um coeficiente de correlação de 0,936 foi encontrado, sugerindo que a queima da vegetação contribui efetivamente para os níveis medidos no solo. A correlação dos níveis de HPAs no solo coletado em 12/01/2003 (cerca de três meses após a queimada) com os teores em cinzas também foi alta (R = 0,929), o que pode estar relacionado ao transporte dos HPAs das cinzas para o solo, ocasionada pelas chuvas no local já que nesta época não havia mais cinzas intactas e visíveis na região. em 12/01/2003 (cerca de três meses após a queimada) com os teores em cinzas também foi alta (R = 0,929), o que pode estar relacionado ao transporte dos HPAs das cinzas para o solo, ocasionada pelas chuvas no local já que nesta época não havia mais cinzas intactas e visíveis na região.

0

10

20

30

40

50

0 500 1000 1500

Teor de HPAs em cinzas (ng/g)

Teor de HPAs no solo (ng/g)

Amostra de 10/10/2002(R = 0,929)

Amostra de 12/01/2003(R = 0,936)

Figura 1: Correlações dos teores de HPAs (ng/g) nas amostras de solo coletadas em 10/10/2003 e 12/01/2003 e com os teores em cinzas coletadas em 10/10/2003(ng/g). Conclusões:

O conjunto dos resultados apresentados indica que devido à queima de

vegetação há formação de HPAs que representam consequentemente um risco potencial de contaminação ambiental (águas superficiais e lençol freático), da biota (plantas, gado etc) e de exposição ou contaminação humana em atividades que envolvam o solo da região agrícola estudada.A persistência dos HPAs nos solos estudados demonstra que, mesmo alguns meses após a ocorrência de queimadas, a contaminação continua, e que, mesmo se reduzindo, continua a representar risco

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potencial para exposição dos agricultores e de outros envolvidos com o manuseio do solo da região.

Como há resultados de literatura mostrando a contaminação do ar em áreas de queimada, outra fontes potencial de exposição humana – o ar - também pode ser considerada para a região.

Como o controle e a coibição da prática de queimada de vegetação é praticamente inviável, os resultados apresentados apontam para que haja maior conscientização através de campanhas educativas com a intenção de diminuir a prática de queimadas, evitando assim suas conseqüências.

Trabalho está sendo realizado com o objetivo de avaliar os níveis de HPAs e sua variação em períodos de tempo maiores. Agradecimentos:

A. D. Pereira Netto agradece ao financiamento do Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (Projeto 478346/01-8) e à Fundação de Amparo à Pesquisa do Rio de Janeiro (Projeto E-26/170.827/2000) que viabilizou indiretamente parte da execução deste trabalho. I.F. Cunha agradece ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico por bolsa PIBIC/UFF. Referências Bibliográficas: AZEVEDO, D.A.; SANTOS, C.Y.M.; AQUINO NETO, F.R. Identification and seasonal variation of atmospheric organic pollutants in Campos dos Goytacazes, Brazil. Atmospehric Environment, v. 36, p. 2383-2395, 2003. BOFFETTA, P.; JOURENKOVA N.; GUSTAVSSON P. Cancer risk from occupational and environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons. Cancer Causes Control, v. 8, p. 444-472, 1997. BOXALL, A.B.A.; MALTBY, L. The effects of motorway runoff on freshwater ecosystems: 3. Toxicant confirmation. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, v. 33, p. 9-16, 1997. CARDOSO, E.L.; CRISPIM, S.M.A.; RODRIGUES, C.A.G.; BARIONI JR, W. Efeitos da queima na dinâmica da biomassa aérea de um campo nativo no Pantanal. Pesquisa Agropecuária. Brasileira, v. 38, p. 747-752, 2003. CRUTZEN, P.J.; ANDREAE, M.O. Biomass burning in the tropics: impact on atmospheric chemistry and biogeochemical cycles. Science, v. 250, p. 1669-1678, 1990. EPA (ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY). Second Supplement to Compendium of Methods for the Determination of Toxic Organic Compounds in Ambient Air. Atmospheric Research and Exposure Assessment Laboratory, Research Triangle Park, North Carolina: Report EPA-600/4-89-018, 1988. IARC (INTERNATIONAL AGENCY FOR RESEARCH ON CANCER). Complete list of agents, mixtures and exposures evaluated and their classification, 2002. Disponível em <http://www.iarc.fr> Acesso em 30/10/2003. IPCS (INTERNATIONAL PROGRAMME ON CHEMICAL SAFETY). Selected Non-Heterocyclic Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. Genebra: World Health Organization, 1998.

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marca_textos2.pdf 30/6/2005 23:00:35marca_textos2.pdf 30/6/2005 23:00:35

Abstract: Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) were studied in soil and ash samples from a small agricultural rural area (São Pedro da Serra, Nova Friburgo, RJ) in order to evaluate the levels of those substances in soil after vegetation burning. Samples were extracted in ultrasonic bath with methylene chloride and analyzed by gas chromatography-mass spectrometry. Twenty-one PAHs were identified including benzo[a]pyrene e benzo[a]anthracene which are classified as probable carcinogenic by IARC. PAH levels ≤ 40.5 ng/g (in soils) and ≤ 1435 ng/g (in ashes) were measured. About 51 % of total PAHs were found 3 months after vegetation burning, suggesting a high persistence of those compounds in the studied area. The high correlation (R ≥ 0.9) between PAH levels in soil and in ashes indicate that ashes are the major PAH source to soil. Our results address to a widespread problem of environmental contamination and Human Health risk in agricultural areas, since vegetation burning is a common practice in Brazil. Key words: PAHs, human exposure, soils, vegetation burning

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