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UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE
CENTRO DE CIÊNCIAS MÉDICAS
FACULDADE DE MEDICINA VETERINÁRIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM MEDICINA VETERINÁRIA
MESTRADO EM HIGIENE VETERINÁRIA E PROCESSAMENTO
TECNOLÓGICO DE PRODUTOS DE ORIGEM ANIMAL
MICHELI DA SILVA FERREIRA
CONTAMINAÇÃO MERCURIAL EM PESCADO CAPTURADO NA LAGOA
RODRIGO DE FREITAS – RIO DE JANEIRO
NITERÓI - RJ
2006
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Livros Grátis
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Milhares de livros grátis para download.
MICHELI DA SILVA FERREIRA
CONTAMINAÇÃO MERCURIAL EM PESCADO CAPTURADO NA LAGOA
RODRIGO DE FREITAS – RIO DE JANEIRO
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-graduação (Mestrado) em Medicina
Veterinária da Universidade Federal
Fluminense, como requisito parcial para
obtenção do Grau de Mestre. Área de
Concentração: Higiene Veterinária e
Processamento Tecnológico de Produtos
de Origem Animal.
Orientadora: Prof
a
. Dr
a
. ELIANE TEIXEIRA MÁRSICO
Co-orientador: Prof. Dr. SÉRGIO CARMONA DE SÃO CLEMENTE
Niterói - RJ
2006
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F383 Ferreira, Micheli da Silva
Contaminação mercurial em pescado capturado na Lagoa
Rodrigo de Freitas – Rio de Janeiro / Micheli da Silva
Ferreira. - Niterói: [s.n.], 2006. 100 f.
Dissertação (Mestrado em Higiene Veterinária e
Processamento Tecnológico de Produtos de Origem Animal)
– Universidade Federal Fluminense, 2006.
Orientadora: Eliane Teixeira Mársico.
1. Pescado – Contaminação. 2. Siri – Adulteração e
Inspeção. 3. Resíduo de mercúrio. I. Título.
CDD 614.31
MICHELI DA SILVA FERREIRA
CONTAMINAÇÃO MERCURIAL EM PESCADO CAPTURADO NA LAGOA
RODRIGO DE FREITAS – RIO DE JANEIRO
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-graduação (Mestrado) em Medicina
Veterinária da Universidade Federal
Fluminense, como requisito parcial para
obtenção do Grau de Mestre. Área de
Concentração: Higiene Veterinária e
Processamento Tecnológico de Produtos
de Origem Animal.
Aprovada em 24 / 03 / 2006
BANCA EXAMINADORA
Prof
a
. Dr
a
. Eliane Teixeira Mársico
Faculdade de Veterinária - Universidade Federal Fluminense
Prof. Dr. Sérgio Carmona de São Clemente
Faculdade de Veterinária - Universidade Federal Fluminense
Prof. Dr. Pedro Paulo de Oliveira Silva
Instituto de Tecnologia - Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro
Prof. Dr. Hélio Fernandes Machado Junior
Instituto de Tecnologia - Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro
Niterói - RJ
2006
AGRADECIMENTOS
À minha orientadora Prof. Dr
a
. Eliane Teixeira Mársico por quem tenho sincera
admiração como amiga, mãe, mulher e profissional! Obrigada pelo incentivo nas
horas de desânimo, pela atenção, pelo carinho e pela dedicação nessa importante
etapa na minha vida, além da indispensável orientação e conhecimento na
elaboração deste trabalho.
Ao meu co-orientador Prof. Dr. Sérgio Carmona de São Clemente pela
colaboração e viabilização de material para o trabalho e pela amizade que se
fortaleceu através de uma ótima convivência dentro e fora da faculdade, com muitas
histórias engraçadas.
Ao Drausio de Paiva Ferreira que acompanhou todas as etapas deste
trabalho, sempre prestativo. Obrigada pela grande amizade e paciência nesse tempo
de convivência!
À equipe da colônia de pescadores Z-13, especialmente ao Sr. Orlando
Marins Filho, pela colaboração e pela captura e fornecimento do pescado utilizado
neste trabalho.
Ao Prof. Dr. Ismar Araújo de Moraes por facilitar o contato com a colônia de
pescadores.
Ao Centro de Tecnologia Mineral – CETEM pela excelente receptividade, pelo
profissionalismo e pelas análises que contribuíram para o desenvolvimento deste
projeto.
Ao Prof. Marcelo Figueiredo da Silva, do Departamento de Bromatologia da
Faculdade de Farmácia da Universidade Federal Fluminense, pelo apoio estrutural
para elaboração de parte deste projeto.
Ao Prof. Dr. Sérgio Borges Mano e à Coordenação da Pós-Graduação em
Higiene Veterinária e Processamento Tecnológico de Produtos de Origem Animal
pelo apoio e incentivo profissional.
Ao José Luiz pela atenção e simpatia em qualquer assunto referente ao
Programa de Pós-graduação em Higiene Veterinária.
À Prof. Dr
a
. Mônica Queiroz pela amizade e por muitos momentos divertidos.
Ao Carlos Frederico Guimarães pelo auxílio químico e laboratorial e por uma
nova amizade.
À grande amiga Renata Medeiros pela amizade, pelo companheirismo, pela
paciência, pelas conversas, pelas viagens, pelos trabalhos... tanta coisa! Obrigada
por estar do meu lado na faculdade e na minha vida, sempre me apoiando e me
contagiando com sua animação! Sem dúvida ainda teremos muitas mais histórias
pra contar!
Ao meu marido Fábio Otero Ascoli, grande incentivador da minha vida
pessoal e profissional. Obrigada pelo amor e por todos os momentos juntos com
lágrimas e sorrisos! Obrigada por estar ao meu lado! Te amo!
Aos amigos Edivaldo Almeida, Carlos Conte, Luis Felipe Calvão, Soraya
Sadala, Sandro Soares, Marcelo Miranda, Leandro Marinho, João Henrique Soares,
Miguel Mandelbaum, Renata Ferreira, minha irmã Alessandra, Mônica Lopez, Paulo
Victor, Anderson Monteiro, e todos os demais, sempre essenciais em todas as
etapas da minha vida me proporcionando momentos felizes e me apoiando. É
impossível viver sem amigos! Amo vocês!
Aos meus colegas de mestrado Priscila, Agostinho, Vinícius, Fernanda, Davi,
Patrícia, César, Lucimar, Deise, Marcus e Tatiana pelo companheirismo e momentos
divertidos durante aulas e viagens. Sucesso para todos!
À minha mãe e meu padrasto por terem me proporcionado condições de
completar grande parte dos meus estudos.
À família do meu marido por me acolher com tanto carinho e por me
proporcionar momentos felizes.
A Nala e Tica por me fazerem companhia durante a escrita deste trabalho.
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – CAPES
pelo auxilio financeiro concedido.
A todas as pessoas que de alguma forma contribuíram para a realização
deste trabalho e desta importante etapa da minha vida.
Muito obrigada!!!!
BIOGRAFIA
Micheli da Silva Ferreira, filha de Teresa Cristina Silva Borensztajn e Waldir
Pereira Ferreira, nascida na cidade do Rio de janeiro, Estado do Rio de Janeiro, em
22 de novembro de 1977, cursou o primeiro grau no Instituto Agras de Ensino, no
Rio de Janeiro, e o segundo grau no Colégio São José, em Petrópolis.
Em março de 1997, ingressou na Faculdade de Veterinária da Universidade
Federal Fluminense (UFF), obtendo o grau de Médica Veterinária em dezembro de
2003. Neste período, realizou estágios pelo Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento, no Laboratório Regional de Apoio Animal (LARA/MG) em Pedro
Leopoldo, Minas Gerais e em entrepostos de pescado sob Serviço de Inspeção
Federal, em Cabo Frio, Rio de Janeiro.
Ainda na graduação, iniciou suas atividades relacionadas à pesquisa, quando
ingressou no Programa Institucional de Bolsas de Iniciação Científica (PIBIC/CNPq),
em 2002, com projeto envolvendo pescado.
Em janeiro de 2004 ingressou no Programa de Pós-graduação em Higiene
Veterinária e Processamento Tecnológico de Produtos de Origem Animal no curso
de Mestrado em Medicina Veterinária.
SUMÁRIO
LISTA DE ILUSTRAÇÕES, p. 9
LISTA DE TABELAS, p. 11
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS, p. 13
RESUMO, p. 15
ABSTRACT, p. 16
1 INTRODUÇÃO, p. 17
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA, p. 19
2.1 A HISTÓRIA DO MERCÚRIO, p. 19
2.2 ASPECTOS GERAIS, p.21
2.2.1 Características químicas do mercúrio, p. 21
2.2.2 Fontes de contaminação ambiental, p. 23
2.2.3 Processos de metilação, bioconcentração, biomagnificação e
bioacumulação, p. 25
2.3 UTILIZAÇÃO DO MERCÚRIO NO BRASIL, p. 28
2.4 MERCÚRIO NO AMBIENTE, p. 31
2.5 CONTAMINAÇÃO DO PESCADO POR MERCÚRIO, p. 33
2.6 O MERCÚRIO E A SAÚDE HUMANA, p. 39
2.7 A LAGOA RODRIGO DE FREITAS, p. 43
2.7.1 Histórico, p. 43
2.7.2 Características ambientais, p. 45
2.7.3 Atividades, p. 46
2.7.4 Poluição, p. 47
2.7.5 Gerenciamento e monitorização da lagoa, p. 50
2.8 ECOLOGIA DOS ORGANISMOS ESTUDADOS, p. 51
2.8.1 Peixes, p. 51
2.8.1.1 Robalo (Centropomus sp.), p. 52
2.8.1.2 Acará (Geophagus brasiliensis), p. 53
2.8.1.3 Tainha (Mugil sp.), p. 53
2.8.2 Crustáceos, p. 53
2.8.2.1 Cracas (Balanus sp.), p. 54
2.8.2.2 Siris (Callinectes sp.), p. 55
2.8.2.3 Crustáceos como bioindicadores, p. 56
2.9 PARÂMETROS LEGAIS REFERENTES AO MERCÚRIO, p. 57
3 MATERIAL E MÉTODO, p. 61
3.1 MATERIAL, p. 61
3.1.1 Equipamentos, p. 61
3.1.2 Outros materiais, p. 61
3.1.3 Reagentes, p. 62
3.1.4 Preparo das soluções, p. 62
3.2 MÉTODO, p. 62
3.2.1 Obtenção, transporte das amostras, p. 62
3.2.2 Armazenamento e identificação das amostras, p. 63
3.2.3 Preparo das amostras, p. 64
3.2.4 Preparo da vidraria, p. 65
3.2.5 Técnica de determinação de mercúrio, p. 65
3.2.5.1 Processo de digestão ou mineralização, p. 65
3.2.5.2 Determinação da concentração de mercúrio total, p. 66
3.2.5.3 Correção dos valores, p. 67
3.3 INTERCALIBRAÇÃO, p. 67
3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS RESULTADOS, p. 68
4 RESULTADOS, p. 69
5 DISCUSSÃO, p. 77
6 CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES, p. 85
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS, p. 87
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Fig. 1 Lagoa Rodrigo de Freitas. Rio de Janeiro (RJ). Óleo sobre tela.
Eduardo Camões, f. 43
Fig. 2 Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), no início do
século XX - Foto de Augusto Malta, f. 44
Fig. 3 Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), após a
construção do canal do Jardim de Alah, f. 44
Fig. 4 Vista panorâmica da Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro
(RJ), f. 45
Fig. 5 Colônia de pescadores Z-13, Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de
Janeiro (RJ), f. 46
Fig. 6 Atividade pesqueira na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de
Janeiro (RJ), f. 47
Fig. 7 Cativeiro dos siris (Callinectes sp.) obtidos na Lagoa Rodrigo de
Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 47
Fig. 8 Mortandade de peixes, em 2002, na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ), f. 48
Quadro 1 Valores de Ingestão Semanal Tolerável (IST) de mercúrio
recomendados pela Organização Mundial de Saúde em relação
à frequência de consumo de pescado, f. 58
Quadro 2 Valores máximos de mercúrio metálico e metilmercúrio em
amostras de urina e cabelo humanos, f. 59
Fig. 9 Exemplar de acará (Geophagus brasiliensis) obtido na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 63
Fig. 10 Exemplar de tainha (Mugil sp.) obtido na Lagoa Rodrigo de
Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 63
Fig. 11 Exemplar de robalo (Centropomus sp.) obtido na Lagoa Rodrigo
de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 63
Fig. 12 Cracas (Balanus sp.) obtidas na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio
de Janeiro (RJ), f. 63
Fig. 13 Exemplares de siri (Callinectes sp.) obtidos na Lagoa Rodrigo
de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 63
Fig. 14 Conteúdo das cracas (Balanus sp.) obtidas na Lagoa Rodrigo
de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), f. 64
Fig. 15 Etapa de digestão na análise de determinação da concentração
de Hg Total / liberação de vapores de óxido de nitrogênio, f. 65
Fig. 16 Analisador de mercúrio total Bacharach Coleman, modelo MAS-
50 B, f. 67
Fig. 17 Detalhe da escala do aparelho em microgramas por grama de
Hg, f. 67
Fig. 18 Concentração média de Hg total dos organismos estudados
com respectivos desvios padrão, f. 76
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 - Valores da concentração da Hg total obtidos no exercício de
intercalibração, metodologia empregada e local de análise, f. 68
TABELA 2 - Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg
total (µg.g
-1
) em exemplares de acará (Geophagus brasiliensis)
capturados na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 69
TABELA 3 - Valores mínimos e máximos, média e desvios padrão referentes ao
peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de acará (Geophagus brasiliensis)
capturados na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 70
TABELA 4 - Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg
total (µg.g
-1
) em exemplares de tainha (Mugil sp.) capturados na
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 71
TABELA 5 - Valores mínimos e máximos, média e desvios padrão referentes ao
peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de tainha (Mugil sp.) capturados na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 71
TABELA 6 - Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg
total (µg.g
-1
) em exemplares de robalo (Centropomus sp.) capturados
na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 72
TABELA 7 - Valores mínimos e máximos, média e desvios padrão referentes ao
peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de robalo (Centropomus sp.) capturados na
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 73
TABELA 8 - Peso total (g), largura da carapaça (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de siri (Callinectes sp.) capturados na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 74
TABELA 9 -
Concentração de Hg total (µg.g
-1
) em cracas (Balanus sp.)
capturadas na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, (RJ), f. 75
TABELA 10 - Concentração de Hg total dos organismos estudados com
respectivos hábitos alimentares, valores mínimos e máximos, médias
e desvios padrão, f. 76
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS
ABNT
a.C.
ANVISA
CAPES
CEDAE
CETEM
CETESB
CONAMA
EAA
EAA-VF
FEEMA
IBAMA
IST
LEMA
NOC
OMS
PA
PVC
QP
SERLA
Z-13
Hg
Hg
o
Hg
2
+2
Associação Brasileira de Normas Técnicas
antes de Cristo
Agência Nacional de Vigilância Sanitária
Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior
Companhia Estadual de Águas e Esgotos
Centro de Tecnologia Mineral
Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo
Conselho Nacional do Meio Ambiente
Espectrometria de Absorção Atômica
Espectrometria de Absorção Atômica por Arraste de Vapor a Frio
Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente
Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis
Ingestão Semanal Tolerável
Laboratório de Especiação de Mercúrio Ambiental
Núcleo de Operação e Conservação da Lagoa Rodrigo de Freitas
Organização Mundial de Saúde
Para Análise
Cloreto de Polivinila
Quimicamente Puro
Fundação Superintendência Estadual de Rios e Lagoas
Zona de atuação da capitania dos portos da Urca ao Pontal
Mercúrio
Mercúrio metálico ou elementar
Íon mercuroso
Hg
+2
HgS
metilHg
NH
2
µg.g
-1
µg.L
-1
Íon mercúrico
Cinábrio
Metilmercúrio
Grupo amina
Microgramas por grama
Microgramas por litro
RESUMO
A poluição aquática é um dos tipos mais preocupantes de poluição resultante
do despejo de metais pesados, pois estes não são degradáveis e tendem a se
acumular em organismos vivos, resultando em diversas conseqüências graves para
a saúde humana. Dentre esses metais está o mercúrio, cujo aporte no ambiente, no
Brasil, é uma constante preocupação devido à sua utilização nas áreas de garimpo,
atividade importante principalmente na região da Amazônia, além do emprego
industrial. Sendo o mercúrio um dos principais contaminantes do meio marinho, os
alimentos são a principal fonte de mercúrio para pessoas que não possuem
exposições ocupacionais, principalmente através do pescado e seus derivados.
Assim, a monitorização do mercúrio nos compartimentos ambientais é de
fundamental importância, com a finalidade de prevenir risco sanitário pela exposição
humana a concentrações excessivas deste metal pelo consumo de pescado. No Rio
de Janeiro, a Lagoa Rodrigo de Freitas é um cartão postal da cidade e possui a
pesca artesanal como uma importante atividade, onde cerca de 80% dos
pescadores vive exclusivamente da mesma. Portanto, o objetivo deste estudo foi
avaliar o grau de contaminação mercurial em alguns representantes da biota
aquática deste ecossistema. Como amostragem, foram utilizados 24 exemplares de
acará (Geophagus brasiliensis), 18 de tainha (Mugil sp.), 18 de robalo
(Centropomus sp.), 10 de siris (Callinectes sp.) e 10 pools de cracas (Balanus sp.).
Para a determinação da concentração de mercúrio total, foi utilizada a técnica
descrita por Deitz, Sell e Bristol (1973), utilizando o analisador Bacharach Coleman,
modelo MAS-50 B, baseado na técnica de espectrofotometria de absorção atômica
por arraste de vapor a frio, com obtenção dos resultados em microgramas de
mercúrio por gramas de amostra (µg.g
-1
). Os resultados encontrados foram 0,015 +
0,023 µg.g
-1
(0,001-0,105) nos exemplares de acará; 0,011 + 0,014 µg.g
-1
(0,002-
0,063) nas tainhas; 0,025
+ 0,006 µg.g
-1
(0,015-0,041) nos robalos; 0,023 + 0,013
µg.g
-1
(0,012-0,056) nos siris; e 0,057 + 0,016 µg.g
-1
(0,042-0,075) nas cracas. Não
foi encontrada correlação entre o teor de Hg e tamanho e/ou peso das amostras em
nenhum organismo estudado. Embora os valores obtidos estejam abaixo do limite
máximo permitido pela legislação brasileira, é de extrema importância a
monitorização dos teores de Hg na lagoa. Desta forma, os resultados servem de
subsídios para uma ação dos órgãos da saúde pública quanto à liberação ou não do
consumo de pescado deste ecossistema.
Palavras-chave: mercúrio, Lagoa Rodrigo de Freitas, peixes, cracas, siris.
ABSTRACT
The aquatic pollution is one of the most important pollution by trace metals
wastewater, because it’s not degradated ending to accumulate in organisms and
resulting in serious human health consequences. Mercury is one of these metals,
which arrives in the environment, especially in Brazil, where considerable attention
must be given due to gold-mining activities, mainly in the Amazon region, and
industrial uses. Since the mercury is one of the most important contaminant in
aquatic ecosystems, food is the main mercury source for non-occupational people,
particularity by fish ingestion and its derivatives. Thus, environmental monitoring
mercury become fundamental, with the purpose to prevent sanitary risk by human
exposure to high concentrations of this metal throught fish consumption. In Rio de
Janeiro, the Rodrigo de Freitas Lagoon is a city postal card where fishing is an
important activity, and about 80% of the fisherman from this lagoon lives exclusively
of it. Therefore, the objective of this study was to evaluate the degree of mercury
contamination in some organisms from this ecosystem. As sampling, it had been
used 24 units of acará (Geophagus brasiliensis), 18 of tainha (Mugil sp.), 18 of robalo
(Centropomus sp.), 10 of crabs (Callinectes sp.) and 10 pools of barnacles (Balanus
sp.). The analytical methodology for the determination of the total mercury
concentration was using Bacharach Coleman Model MAS-50B employing cold vapor
atomic absorption spectrometry, which results are presented in micrograms of
mercury per grams of sample (µg.g
-1
).The mean values obtained were 0,015+0,023
µg.g
-1
(0,001-0,105) in acará; 0,011+ 0,014 µg.g
-1
(0,002-0,063) in tainha; 0,025 +
0,006 µg.g
-1
(0,015-0,041) in robalo; 0,023 + 0,013 µg.g
-1
(0,012-0,056) in crabs; and
0,057
+ 0,016 µg.g
-1
(0,042-0,075) in barnacle. There was not correlation between
size/wheight and the mercury concentration in neither studied organisms. Although
the total mercury determined was bellow the allowed limit for human comsuption
established by brazilian legislation, it is so much important to monitoring mercury
values in the studied lagoon. Consequently, the results can supply an action of the
public health agencies related to eating or not fishes from this ecosystem.
Palavras-chave: mercury, Rodrigo de Freitas Lagoon, fishes, barnacles, crabs.
1 INTRODUÇÃO
O crescimento industrial decorrente do desenvolvimento tecnológico e outras
atividades consideradas indispensáveis à vida do Homem moderno vem gerando,
nas últimas décadas, diversos problemas como a poluição ambiental.
Atualmente, a poluição aquática é um dos tipos mais preocupantes de
poluição resultante do despejo de metais pesados, uma vez que tais metais não são
degradáveis e tendem a se acumular em organismos vivos, resultando em diversas
consequências para a saúde humana.
O mercúrio é um desses metais e, assim como vários de seus compostos,
são substâncias extremamente tóxicas. É um metal utilizado em larga escala para
fins industriais e agrícolas na fabricação de acetileno; na indústria de madeira; na
fabricação de aparelhos elétricos de controle como termômetros, barômetros,
manômetros, pilhas e baterias; nas indústrias de fabricação de papel, como
fungicida; na proteção de sementes contra bactérias e fungos; nas pinturas de alta
eficiência de cascos de barcos, entre outros. Outra fonte de dispersão é a
combustão de petróleo e carvão, chegando ao meio marinho pela atmosfera,
precipitado pela chuva.
No Brasil, além das preocupações quanto ao emprego industrial, o aporte do
mercúrio no ambiente é uma constante preocupação devido à sua utilização no
processo de amalgamação com ouro nas áreas de garimpo, atividade importante
principalmente na região da Amazônia.
O mercúrio é um dos principais contaminantes do meio marinho e,
independente da sua forma química, a maior parte se concentrará no sedimento
onde será formado o metilmercúrio, forma mais tóxica do mercúrio e facilmente
absorvida pela biota aquática.
18
Os alimentos são a principal fonte de mercúrio para pessoas que não
possuem exposições ocupacionais, com destaque para o pescado e seus derivados,
que merecem especial atenção no contexto da saúde pública em função do
crescimento no consumo desta fonte protéica, fornecendo maior quantidade de
metilmercúrio na alimentação (WHO, 1976).
Várias tragédias humanas ocorreram no mundo como consequência direta da
utilização de mercúrio, e este fato vem catalisando a atenção da comunidade
científica mundial. Assim, a monitorização do mercúrio em diversos compartimentos
ambientais é de fundamental importância, com a finalidade prevenir a emergência de
risco sanitário pela exposição humana a concentrações excessivas de mercúrio pelo
consumo de pescado, bem como avaliar a possibilidade de sedimentos tornarem-se
fontes potenciais de contaminação para os seres vivos, o que poderá resultar em
graves episódios de intoxicação mercurial.
Na cidade do Rio de Janeiro, a Lagoa Rodrigo de Freitas, conhecida
mundialmente e considerada um cartão postal da cidade, durante os últimos anos,
acumulou episódios de caráter ambiental lamentáveis, com prejuízos consideráveis
para sua economia, para os moradores da Lagoa e, principalmente, para a biota
aquática deste ecossistema.
Em estudo sobre indicações para a administração sustentável da pesca na
Lagoa Rodrigo de Freitas, Ferreiro Junior et al. (2003) afirmaram que esta poderia
produzir cerca de 720 toneladas de pescado de boa qualidade, sem mortandade,
gerando, no mínimo, 250 empregos diretos e arrecadando mais de sete milhões de
reais por ano, através de uma administração onde a atividade pesqueira seria o foco
principal. Essa estimativa foi realizada a partir do total de pescado capturado no ano
de 2000.
Portanto, o objetivo geral deste estudo foi avaliar o grau de contaminação
mercurial em alguns representantes da biota aquática deste ecossistema, tendo
como objetivo específico avaliar o teor deste metal em peixes (acará - Geophagus
brasiliensis, tainha - Mugil sp. e robalo - Centropomus sp.), cracas (Balanus sp.) e
siris (Callinectes sp.).
19
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 A HISTÓRIA DO MERCÚRIO
Desde 1600 a.C. o mercúrio é conhecido por egípicios, além de gregos e
romanos. Mas o Egito não era o único país considerado o pioneiro na utilização do
metal; a Índia, na época de Buda e provavelmente logo após o nascimento de Cristo,
já utilizava o mercúrio como panacéia com objetivo de prolongar a vida (ALMKVIST,
1929). Em mineradores romanos já aconteciam as intoxicações mercuriais pelo uso
de sulfeto de mercúrio (PIRES, MACHADO e BITTAR, 1988).
Da Índia, o conhecimento sobre mercúrio e sua utilização se estendeu para a
Pérsia e, quando as terras da Pérsia foram conquistadas pelos árabes em 650, os
médicos árabes obtiveram o conhecimento dessa novidade, inclusive através do
grande número de traduções de autores gregos, que estavam particularmente em
evidência próximo ao fim do século VIII. Nesta época, uma nova terapia com
mercúrio foi desenvolvida, consistindo em unguentos utilizados para piolhos, feridas,
coceiras, impetigo, pústulas, vários tipos de úlcera de pele e lepra. Também eram
observados vários sintomas de intoxicação (ALMKVIST, 1929).
Na Europa, a terapia por mercúrio foi desenvolvida para o tratamento da
sífilis, doença que se disseminava em todos os países por volta do século XIII,
sendo amplamente utilizada a partir do século XVI. Nesta época, teve início a
controvérsia sobre a utilização do mercúrio, que foi identificado como causador de
envenenamento entre trabalhadores de minas de mercúrio na Áustria e Espanha.
Então, durante o século XVII, foram introduzidas as primeiras normas para proteção
da saúde destes profissionais, que tiveram sua jornada de trabalho reduzida de 16
para 6 horas de trabalho. Nesta ocasião, o mercúrio e outros metais foram
identificados como geradores de risco ocupacional para mineiros, ourives, químicos,
20
vidraceiros, fabricantes de espelhos, pintores e pessoas ligadas à área médica.
(ibid).
Ainda no século XVII, reconheceu-se que o uso de nitrato de mercúrio na
preparação do feltro nas fábricas de chapéu e no tratamento do couro ocasionava
sérios problemas neurológicos e comportamentais aos trabalhadores. Deste fato
nasceu a inspiração para o personagem “chapeleiro maluco” por Lewis Carrol, da
fábula “Alice no País das Maravilhas” (ZIFF, 1987).
No século XX, as intoxicações por mercúrio ficaram mais evidentes através,
principalmente, do acidente ocorrido em Minamata no Japão. Uma indústria
produtora de acetaldeído e compostos derivados do ácido acético instalou-se na
Baía de Minamata e expandiu-se rapidamente, sendo responsável por 50% da
produção japonesa dessas substâncias. Cerca de 30 anos depois, começou a
produzir cloreto de vinila tornando-se um forte alicerce para o esforço industrial
japonês durante a Segunda Guerra. Porém, a companhia utilizava sulfato de
mercúrio como catalisador na produção de ácido acético e seus derivados, e cloreto
de mercúrio para a catálise do cloreto de vinila. Durante o processo de metilação do
acetileno, parte do mercúrio também era metilado, liberando grandes quantidades
do metal na Baía de Minamata (LACERDA, 1997).
Nesta época, Mc Alphine e Araki (1958) relataram uma misteriosa doença de
sintomatologia nervosa que começou a afetar os moradores de vilas próximas à baía
de Minamata, que assumiu proporções epidêmicas. O Departamento de Saúde
Pública da Universidade de Kumamoto registrou 52 pacientes dos quais todos se
alimentavam periodicamente de peixes oriundos desta baía. A doença se manifestou
inclusive em animais que se alimentavam de peixes, afetando 61 gatos dos quais 50
vieram a óbito.
A água de despejo da fábrica contendo metilmercúrio era lançada na baía, e
este se acumulava nos peixes que eram consumidos pelos habitantes da região,
sendo gradualmente acumulado no organismo e ocasionando intoxicações. Essa
descarga ocorreu por vários anos até culminar com o aparecimento dos sintomas da
doença, que recebeu o nome de Doença de Minamata (FUJIKI e TAJIMA, 1992).
Ocorreram vários outros acidentes ambientais onde a contaminação por
mercúrio foi causador de agravos à saúde do homem e de animais. Ainda na década
de 50, ornitologistas de várias partes da Suécia relacionaram a diminuição da
população de certos pássaros predatórios, e daqueles que se alimentavam de
21
sementes, com elevados teores de mercúrio nos rins e fígado desses animais. A
cadeia alimentar indicava que o nível de mercúrio era mantido baixo, quando
repentinamente se elevou. Este fato coincidiu com a época em que as sementes
passaram a ser tratadas com compostos de mercúrio líquido (metilmercúrio,
etilmercúrio) que substituíam outras substâncias mercuriais em pó, que
apresentavam muitos inconvenientes à saúde dos operadores (BRAILE e
CAVALCANTI, 1979).
Outros relatos sobre intoxicações surgiram com crescente freqüência,
incluindo alguns casos relacionados ao tratamento de infecções fúngicas de pele e
ingestão acidental. Muitos incidentes ocorreram no Iraque, Paquistão e Guatemala
devido à ingestão de farinha e sementes de trigo tratadas com compostos de
metilmercúrio. Em 1960, um fungicida à base de etilmercúrio foi responsável por um
surto envolvendo 1.000 pacientes no Iraque. Na Guatemala, casos suspeitos de
encefalite viral foram relatados durante as estações de crescimento do trigo, quando
45 pessoas foram afetadas e 20 morreram. O metilmercúrio usado nas sementes de
trigo, antes da distribuição aos fazendeiros, foi o agente responsável pelas
intoxicações. Um surto similar ocorreu em 1969 no Paquistão (BAKIR et al., 1973).
2.2 ASPECTOS GERAIS
2.2.1 Características químicas do mercúrio
Metais pesados são definidos pela ABNT - Associação Brasileira de Normas
Técnicas (1979) - como metais que podem ser precipitados por gás sulfídrico em
soluções ácidas como chumbo, níquel, prata, ouro, mercúrio, cromo, bismuto, zinco,
ferro, cobre, antimônio e estanho. Os metais que não apresentam função biológica
são classificados como não essenciais dentre os quais se encontram o chumbo, o
cádmio e o mercúrio e, os essenciais, são aqueles que apresentam significado
biológico, sendo importantes ao bom funcionamento do organismo como o cobre,
zinco e o ferro apresentando toxicidade quando em incorporação excessiva
(FERREIRO, 1976).
O mercúrio (Hg) é um metal pesado altamente tóxico e acumulativo nas
cadeias tróficas. É um metal líquido, prateado, móvel, brilhante, com alta densidade
específica, reage com outros metais formando amálgamas. Pode ser absorvido pela
22
pele ou por inalação, afetando proteínas e células (PIRES, MACHADO e BITTAR,
1988). A sua abreviatura deriva do latim Hydrargyrum (prata líquida), estabelecida
na tabela periódica dos elementos químicos (FARIA, 2003).
O Hg se apresenta na natureza sob diferentes formas físicas e químicas que
possuem propriedades tóxicas diferentes. Porém, uma vez nos ecossistemas
aquáticos e na presença de oxigênio, quase todas as formas de Hg podem oxidar-se
e ionizar-se. Uma vez ionizado, forma uma grande variedade de compostos (PIRES,
MACHADO e BITTAR, 1988).
Na forma inorgânica, o Hg apresenta-se sob três diferentes estados de
oxidação: o estado elementar ou mercúrio metálico (Hg
0
), o qual se encontra
principalmente na forma de gás, o íon mercuroso (Hg
2
2+
) e o íon mercúrico ou
mercúrio inorgânico bivalente (Hg
2+
), sendo os compostos deste mais numerosos
(TORRE e SOLDEVILLA, 1985).
Segundo Jardim (1988), a química do Hg
0
é determinada por sua solubilidade.
Com pouca solubilidade e alta volatilidade, o Hg
0
apresenta curto tempo de
residência nos ecossistemas aquáticos oxigenados, pois a fração que não é perdida
pela difusão na interface água-ar é oxidada a Hg
+2
pelo oxigênio dissolvido na água.
Torre e Soldevilla (1985) complementam que o Hg
0
ingerido não produz nenhum
sintoma de toxicidade no homem, pois não atravessa a mucosa gástrica. Contudo,
Jardim (1988) ressalta que a eficiência da assimilação pulmonar do vapor de Hg
pode chegar a 80% e acredita que o Hg
0
é oxidado a Hg
+2
pelo oxigênio do ar
quando absorvido nos alvéolos pulmonares.
Na forma orgânica, o Hg
+2
apresenta-se ligado covalentemente a um radical
orgânico, formando os compostos alquilmercuriais - metil e dimetilmercúrio. Estes
são os mais tóxicos devido a estabilidade e lipossolubilidade, possuindo uma grande
afinidade pelo sistema nervoso com maior tempo de retenção nos tecidos (RAMIREZ
et al., 1987).
Katin e Niencheski (1979) descrevem as diferentes ligações que o Hg pode
estabelecer: sob a forma Hg
+2
, o Hg tem a possibilidade de formar um mercaptídeo
onde dois grupos sulfidrila (SH) são ligados para cada átomo de Hg (SH
-
- Hg
+2
-
-
HS). Numerosas substâncias intracelulares contêm grupos sulfidrila e, em particular,
proteínas contendo o aminoácido cisteína. Sob condições redutoras, o íon sulfeto
imobiliza o Hg sob a forma de HgS. Porém, caso o potencial de oxirredução não seja
bastante baixo para manter o estado de sulfeto, o Hg pode retornar à solução e
23
tornar-se metilável pelas bactérias. O Hg também possui afinidade pelos grupos
amina (NH
2
), como por exemplo os grupos NH
2
dos aminoácidos, o que aumenta a
capacidade de fixação do Hg nos tecidos e mostra a importância de sua retenção
nos processos de toxidez. Com relação ao carbono, o Hg pode se ligar a um átomo,
formando por exemplo o cloreto de metilmercúrio, ou a dois átomos formando
compostos covalentes, considerados insolúveis, mas bastante solúveis para estarem
presentes em fracas concentrações, como é o caso do dimetilmercúrio.(dimetilHg).
Sobre a química orgânica do Hg, os autores supracitados ainda afirmam que
o metilmercúrio (metilHg) é mais solúvel nos lipídeos do que o Hg
+2
ou o Hg
0
em
solução, o que permite penetrar mais rapidamente nas células do que as formas
inorgânicas. Já a forma dimetil é muito volátil, lipófilo e não apresenta afinidade
pelos grupos SH. Porém, é tóxico e produz os mesmos efeitos que aqueles
produzidos pelo metilHg. Segundo Gavis e Ferguson
1
(1972 apud KATIN e
NIENCHESKI 1979), o dimetilHg poderia sofrer clivagem originando metilHg no
interior das células.
Jardim (1983) ressalta a importância dessa diferenciação das formas
metálicas pois, em regiões onde as estações do ano são bem pronunciadas, o teor
de matéria orgânica nos ambientes aquáticos aumenta consideravelmente durante o
outono. Isso ocorre, principalmente, devido às folhas que caem e são carregadas
pelas chuvas e ventos e, no sistema aquático, sofrem decomposição e aumentam o
teor de material húmico. Assim, a capacidade de complexação dos metais pesados
nestas águas torna-se muito maior nessa época do que durante outras estações. O
autor ainda considera que, como resultado, tal sistema poderia suportar no outono
uma quantidade de metal maior que na primavera e, em se tratando de organismos
superiores, como peixes, a fração insolúvel também merece especial atenção uma
vez que a mesma pode ser ingerida na alimentação.
2.2.2 Fontes de contaminação ambiental
O Hg faz parte da litosfera, hidrosfera, atmosfera e biosfera em baixas
quantidades e se encontra no ambiente de forma natural desde os primeiros
1
GAVIS, J.; FERGUON, J. F. The cycling of mercury through the environment. Water Research
Pergamon Press, 6:989-1008, 1972
24
momentos da existência do planeta Terra (TORRE e SOLDEVILLA, 1985). Esse
aporte natural contribui com cerca de 10% do total de Hg introduzido no ambiente e
tais fontes não-antropogênicas mais importantes são o imtemperismo químico das
rochas, as erupções vulcânicas e hidrotérmicas e a combustão natural (ANDRADE e
BUENO, 1989).
O Hg aparece em uma enorme variedade de solos e rochas e a forma mais
abundante é o cinábrio (HgS), encontrado em alguns locais da superfície terrestre.
As principais jazidas de cinábrio estão situadas principalmente em Almadén, na
Espanha, seguido da China, Quirguizistão e Argélia, e são responsáveis pela maior
parte da produção mundial de Hg
0
líquido (MATSAKIS, 2005).
Contudo, a introdução do Hg no ambiente origina-se majoritariamente sob
ação antropogênica, através de descargas de efluentes contaminados em rios e
lagos de atividades industriais e do garimpo (PIRES, MACHADO e BITTAR, 1988).
A emissão de Hg via atividades industriais era estimada em 2000 a 3000
toneladas/ano pela Organização Mundial de Saúde. As indústrias de cloro-álcali, de
equipamentos elétricos e de tintas eram, nesta época, os maiores consumidores de
Hg, o qual possuía uma variedade de outros usos na indústria, agricultura,
aplicações militares, medicina e odontologia (WHO, 1976). Dentre estes, Faria
(2003) cita o uso de Hg como cosmético, em ambientes médico-hospitalares e em
amálgamas na odontologia. Também emprega-se o Hg em soluções de Hg
+2
na
conservação de lentes de contato gelatinosas, susceptíveis a ataques de fungos
(ANDRADE e BUENO, 1989).
Com relação ao garimpo, o Brasil é o primeiro país na América do Sul e o
segundo no mundo na produção de ouro, com 90% proveniente do garimpo (MALM,
1998). Nesta atividade, o Hg é lançado no ambiente de duas maneiras distintas:
pelas perdas nas bicas e bateias de Hg
0
, e através da evaporação da pasta de ouro,
que consiste em ouro mais Hg (PIRES, MACHADO e BITTAR, 1988). Segundo o
Instituto de Química da Universidade de Brasília, que monitora os níveis de Hg na
água, terra, atmosfera e alimentos nas populações ribeirinhas da Amazônia, cerca
de 3.000 toneladas de Hg utilizados em garimpo na Amazônia nos últimos 20 anos
foram despejados diretamente no ambiente (M.M.A., 2004).
25
2.2.3 Processos de metilação, bioconcentração, biomagnificação e
bioacumulação
Em ambientes aquáticos, independente da forma de Hg presente, a maior
parte acabará se concentrando no sedimento, onde será transformado em
compostos orgânicos, como o metil e etilmercúrio (EPA, 1976), e esse processo é
conhecido por metilação.
De acordo com Nascimento e Chasin (2001), a metilação pode ocorrer em
condições aeróbias e anaeróbias por dois mecanismos distintos: o biológico,
mediado por microrganismos, e o químico ou abiótico, que pode ocorrer por três
caminhos principais: via reação de transmetilação; por meio da radiação ultravioleta
na presença de compostos doadores do gupo metila e por reação com os ácidos
fúlvico e húmico.
Jardim (1988) considera o princípio ecológico da metilação relativamente
simples: a presença do Hg livre no ambiente é prejudicial às bactérias, que tentam
eliminá-lo transformando-o em metilHg que, por ser lipossolúvel, é facilmente
eliminado. Ou seja, esta reação é um mecanismo de detoxificação. O Hg entra na
célula bacteriana na forma de Hg
+2
e sofre redução para Hg
0
, que é facilitada pelo
baixo potencial redox de solos e sedimentos. Após a redução, é formado o
dimetilHg, que pode se difundir para fora da célula. Em pH alcalino, se difundirá pela
água e atmosfera; em pH ácido será convertido em monometilHg (LACERDA et al.
1990).
Para a formação de metilHg em condições biológicas, é necessária a
presença da metilcobalamina, também conhecida como vitamina B
12
. Este composto
é uma coenzima produzida pelas bactérias tanto aeróbias quanto anaeróbias, que
pode estar disponível em quantidades significativas no ambiente, e transfere o grupo
metila para o íon Hg
+2
(BISINOTI e JARDIM, 2004). O dimetilHg forma-se igualmente
a partir do metilHg pela metilação deste: uma segunda ligação covalente (C-Hg)
estabelece-se entre o átomo de Hg e um novo grupo metil, também na presença da
metilcobalamina (KATIN e NIENCHESKI, 1979).
Segundo Pires, Machado e Bittar (1988), a metilação anaeróbia é pequena e
ocorre graças aos compostos da metilcobalamina produzidos por bactérias
metalogênicas em ambiente moderadamente redutor. No meio aeróbio, o Hg se
combina com o oxigênio e forma sulfatos e sulfitos, produzindo sua forma solúvel.
26
Por este meio, junto com a homocisteína, se metila por processos celulares que
normalmente formam a metionina. Embora haja controvérsia sobre a formação do
metilHg ser maior em meio aeróbio ou anaeróbio, Niencheski et al. (2001)
consideram o meio anaeróbio mais provável para essa reação.
A metilação ocorre essencialmente nos sedimentos e a concentração de
metilHg nestes, na água e em peixes, é influenciada por diversos fatores físico-
químicos, sobretudo a temperatura, o pH e a concentração de oxigênio dissolvido,
além da concentração de Hg, atividade microbiológica, matéria orgânica, presença
de doadores do radical metil e potencial redox. Os teores de nutrientes e as
características em outros íons intervêm igualmente sobre a intensidade da
metilação, bem como as velocidades de assimilação pelos microrganismos (KATIN e
NIENCHESKI, 1979; MALM, 1998).
King et al. (2000) complementam que o aumento na formação de metilHg em
água e sedimento é proporcional à concentração de matéria orgânica, o que pode
ser atribuído ao efeito estimulante de nutrientes orgânicos sobre a atividade
microbiana.
Conforme relatam Nascimento e Chasin (2001), outro fator que influencia
indiretamente na disponibilidade do Hg para a metilação são as queimadas, por
provocarem modificações químicas no solo e na água, alterando a disponibilidade de
Hg
0
ou outros constituintes químicos necessários à metilação. Os mesmos autores
acreditam que as queimadas liberem uma fração significativa de Hg disponível por
volatilização, sulfato ou carbono lábil, podendo, desta forma, estimular processos de
metilação, e que as queimadas também provoquem um aumento das concentrações
de sulfato e sulfeto nas águas.
A bioconcentração corresponde à relação entre a concentração do composto
no tecido do organismo e na água na situação de equilíbrio, que no pescado está
relacionada com a contaminação através via respiratória (JONSSON et al., 2002).
O processo de biomagnificação ocorre via alimentação, quando algas e
plantas são ingeridas por peixes menores (nível mais baixo da cadeia alimentar) e
esses, por sua, vez são ingeridos por outros peixes carnívoros (topo da cadeia
alimentar). O Hg possui baixa taxa de eliminação em relação à taxa de absorção,
processo chamado de bioacumulação, aumentando sua concentração no organismo
dos animais que vivem por mais tempo e se alimentam mais de outros indivíduos
(WASSERMAN, HACON e WASSERMAN, 2001).
27
As trocas de formas inorgânicas para as formas metiladas são o primeiro
passo nos processos aquáticos de bioacumulação (MIRACONI, 2000). O fenômeno
de bioacumulação de substâncias, especialmente o Hg, permite que estas sejam
transferidas de um nível trófico a outro quando estão presentes na água, mesmo em
concentrações abaixo do nível de detecção analítica, podendo chegar a níveis nos
peixes acima dos limites permitidos para consumo humano, principalmente em
espécies carnívoras (EYSINK, 1991). Quanto mais alto o nível na cadeia trófica, não
apenas aumenta a concentração de Hg, mas também a concentração de metilHg
(WASSERMAN, HACON e WASSERMAN, 2001).
Segundo Castilhos e Bidone (1999), as formas alquiladas de Hg apresentam
grande lipofilicidade por causa da natureza hidrofóbica dos grupos alquila, levando-o
a uma maior tendência não apenas para a bioacumulação, como também para a
associação com lipídios.
A bioacumulação é relatada em diversos estudos que descrevem a relação
entre a concentração de Hg e o tamanho do peixe. Boldrini e Pereira (1987)
estudaram amostras de água, sedimento e peixes em diferentes pontos da baía de
Santos e estuários de Santos e São Vicente e o Hg apresentou bioacumulação
significativa na musculatura de 10 das 20 espécies estudadas. Lacerda et al. (1990)
encontraram valores maiores em peixes de nível trófico mais elevado em regiões
garimpeiras no Brasil, com alguns valores ultrapassando as concentrações máximas
permitidas pela legislação. Em estudos realizados pela CETESB (Companhia de
Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo), foi verificada a presença de
Hg nos ecossistemas aquáticos e a relação entre a concentração deste metal e o
tamanho, a idade e o hábito alimentar (EYSINK, 1991). Nriagu et al., em 1992,
demonstraram que a bioacumulação de Hg em muitas espécies de peixes do Rio
Madeira, Amazônia, resultou em níveis considerados inseguros para o consumo
humano. Os autores complementam que os efeitos da biomagnifcação na cadeia
alimentar pode se tornar mais grave, especialmente para mamíferos que se
alimentam de peixes. Os resultados encontrados por Yallouz, Silva e Callixto [S. d.]
em peixes do rio Paraíba do Sul, em Itaocara, confirmam o acúmulo maior de Hg
nas espécies carnívoras. Lacerda et al. (2000) verificaram uma correlação positiva
significativa entre a concentração total de Hg e o tamanho de tubarões da costa
sudeste brasileira, sugerindo a ocorrência de biomagnificação nesses animais.
28
2.3 UTILIZAÇÃO DO MERCÚRIO NO BRASIL
A grande fonte de contaminação de Hg no Brasil até a década de 80 foi
proveniente das indústrias cloro-álcali, quando todo o Hg utilizado no país era
importado principalmente do México (84%), seguido dos Estados Unidos, Canadá e
alguns países da Europa. A utilização do Hg na indústria alcançou o auge no final de
década de 70, consumindo mais de 80% da quantidade total importada pelo Brasil e
responsável pelas principais emissões do metal no ambiente. Em particular, as
indústrias cloro-álcali consumiam mais de 50% dessa quantidade importada. A partir
desse período, o garimpo de ouro, principalmente na região amazônica, tornou-se a
maior fonte de utilização e emissão de Hg (LACERDA, 1997). O autor complementa
que a época em que países europeus cessaram a exportação de Hg coincidiu com o
auge do garimpo de ouro na Amazônia.
O ouro foi descoberto no Brasil em 1552, mas a exploração comercial
começou somente em 1700 com a descoberta de ricas jazidas no Brasil central. A
exploração desses grandes depósitos não requeria nenhuma etapa de concentração
nem de operações de mineração. O Brasil produzia mais de 830 toneladas de ouro
que correspondia a 60% da produção global de ouro na época. Após o esgotamento
desse primeiro ciclo do ouro, o Hg foi introduzido na mineração de depósitos de
minério (ibid).
A utilização do Hg para a exploração do ouro é conhecida como processo de
pátio, onde as partículas mais pesadas do sedimento (normalmente aluviões de
pequenos rios) são separadas com a bateia (espécie de bacia cônica) e é então
acrescido o Hg, que se fixa às partículas de ouro formando um aglomerado
(amálgama) que é facilmente separado. O amálgama é então queimado com
maçaricos em panelas ou frigideiras e o Hg se volatiliza, ficando apenas as
partículas de ouro (NRIAGU et al., 1992).
A mineração de ouro é uma ampla atividade no Brasil e os garimpos se
tornaram um assunto político, dada a diversidade de interesses e problemas
econômico, político, social e principalmente ambiental (HACON, 1990; YALLOUZ e
CALLIXTO, 2002).
O mesmo autor cita que a maior parte do ouro produzido no país (73,4%) é
originária das áreas de garimpo da Amazônia, que cobre uma área de 16,7 milhões
de hectares da região. Estima-se que mais de 650.000 pessoas estejam diretamente
29
envolvidas no garimpo da Amazônia, constituindo um grande problema social, pois é
uma atividade informal na qual os trabalhadores não possuem horas fixas de
trabalho nem direitos trabalhistas, além de estarem expostos à contaminação por
Hg.
Segundo Wasserman, Hacon e Wasserman (2001), a queda no preço do ouro
e o esgotamento das jazidas têm causado uma diminuição considerável da atividade
garimpeira na Amazônia, que passou de 100 toneladas por ano nos anos 80 para
pouco menos de 30 toneladas por ano no final dos anos 90. Entretanto, o autor
alerta que, apesar dessa queda na produção do ouro representar uma queda nas
taxas de emissão atmosférica e ambiental de Hg, o passivo ambiental deixado pelos
mais de 10 anos de atividade garimpeira é enorme.
Lacerda et al. (1990) ressaltam que as áreas de mineração de ouro aluvionar
apresentam condições ideais para maximizar a toxidez do Hg para populações
humanas como as fontes antropogênicas significativas; a concentração elevada de
matéria orgânica em água, solos e sedimentos em ambientes levemente ácidos; a
intensa atividade microbiana; a alta diversidade de peixes, particularmente de nível
trófico elevado; e a elevada taxa de consumo de pescado pela população humana
local. Tais condições são encontradas em lagos de várzeas amazônicos e no
pantanal matogrossense. Confirmando essa hipótese, os autores determinaram a
concentração de Hg em peixes coletados em áreas de garimpo no Brasil e
encontraram valores de até 10 e 20 vezes maiores que as concentrações em peixes
de áreas não afetadas pelo garimpo.
Estudos conduzidos na região do rio Tapajós, considerado o maior afluente
do rio Amazonas, têm demonstrado que o Hg está presente em todos os
compartimentos do ambiente. Castilhos e Bidone (1999) determinaram a
concentração de Hg em 542 espécimes de peixes de 19 diferentes espécies do rio
Tapajós. Foi estimado um risco potencial nas áreas controle e contaminada, sendo
que nesta, 10% dos espécimes apresentaram teores acima do recomendado pela
legislação brasileira.
Santos et al. (2003) avaliaram os níveis de exposição ao Hg entre 910 índios
Pakaanóva através de análises em amostras de cabelo. A área habitada pelos
índios estava sob a influência da Bacia do Rio Madeira, onde é praticada a atividade
garimpeira. Os autores concluíram que a exposição desta população indígena é
elevada. Além disso, Rondônia é um Estado em que as queimadas representam
30
uma importante fonte de emissão de Hg para a atmosfera, mediante a queima da
biomassa contendo este metal.
Estudando os efeitos potenciais na saúde por exposição a doses baixas de
metilHg, Lebel et al. (1998) examinaram 91 habitantes de uma vila no rio Tapajós
com níveis de Hg no cabelo menores que 50 µg.g
-1
em relação a manifestações
clínicas de disfunções neurológicas. Os autores sugerem alterações no sistema
nervoso dose-dependentes nos indivíduos que apresentaram níveis abaixo de 50
µg.g
-1
, antes considerado o limite para o aparecimento de sinais clínicos.
Além do garimpo, o Hg é utilizado em diversas outras atividades no Brasil.
Nas indústrias cloroálcalis, as células eletrolíticas do tipo “mercúrio” empregam
anodos de grafite ou titânio e o catodo é uma camada circulante de Hg. O Hg forma
um amálgama de sódio que, em outro compartimento, entra em contato com a água,
formando hidróxido de sódio e hidrogênio, liberando o Hg que retorna ao processo.
Como matéria-prima, emprega-se cloreto de sódio, obtido em salinas marinhas ou
minas de sal gema, na forma de solução aquosa. Essa salmoura pode ser utilizada
em circuito aberto ou fechado. Sendo o sal usado de origem natural, deve-se
purificá-lo pela eliminação de outros sais que interfiram no bom andamento do
processo, acarretando a formação de um resíduo que, no caso da eletrólise com
salmoura em circuito fechado, é bastante contaminada pelo Hg (BRAILE e
CAVALCANTI, 1979).
O Hg também é utilizado na fabricação de aparelhos elétricos de controle
como termômetros, barômetros, manômetros, pilhas e baterias. Em 1974,
Cabridenc
2
(apud KATIN e NIENCHESKI, 1979) relatou que a ruptura de
termômetros medicinais nos hospitais canadenses tinha como consequência uma
perda de Hg de seis toneladas por ano.
Além disso, o Hg entra na composição de vários produtos. Dentre eles, Katin
e Niencheski (1979) distinguem:
- Amálgamas utilizados em odontologia;
- Pinturas à base de derivados organomercuriais e antifungicidas, feitas em
cascos de barcos a fim de evitar corrosão;
2
CABRIDENC, R. Polution par le mercure: Conséquence sur la qualité des aliments issus de la mer.
In: Colloque National D’Hygiéne de L’Environnement et des Collectivités, 3. Montpellier 25-26, jan
1974.
31
- Substâncias utilizadas nas indústrias de fabricação de papel para preservação
da polpa úmida da biodegradação bacteriana e fúngica;
- Catalisadores, como cloreto e sulfato mercúrico, utilizados para transformação
do acetileno em cloreto e acetato de vinila, etapa intermediária para fabricação
do cloreto de polivinila (PVC);
- Na agricultura, em certos derivados orgânicos, tais como os compostos alquil-
mercuriais, usados como herbicidas e fungicidas;
- Explosivos, cuja fabricação necessita de mais de 10% do Hg total;
- Tratamentos de despejos nucleares, em purificação eletrolítica.
Na odontologia, as obturações com amálgama de Hg/prata foram introduzidas
durante o século XIX. O custo dessas restaurações era muito baixo e logo se tornou
a opção mais popular para o tratamento de deterioração dentária. Na década de 90,
uma grande quantidade de obturação com amálgama era colocada nos dentes, em
todo o mundo. Entretanto, é importante salientar que são conhecidos muitos fatores
responsáveis pela liberação de grandes quantidades de Hg desse amálgama e,
desde a adoção dessa prática, o amálgama tem sido criticado como material
inapropriado para restauração dentária (KENNEDY, 1999).
2.4 MERCÚRIO NO AMBIENTE
O ciclo biogeoquímico do Hg é basicamente da terra para o mar, atmosfera e
terra, sendo incorporado aos ecossistemas de duas maneiras básicas: naturalmente
através de vulcões, desgaseificação da superfície da terra, erosão e dissolução das
rochas minerais; e antropogenicamente usado em indústrias, agricultura, minerações
e garimpos de ouro. O primeiro processo não causa impactos negativos sobre o
ambiente, uma vez que é parte da biosfera. Já as atividades do homem resultam na
elevação dos níveis naturais comprometendo gravemente os ecossistemas e a
saúde destes (PIRES, MACHADO e BITTAR 1988).
No Brasil, as descargas antropogênicas de Hg têm como principal fonte o
garimpo, onde os lançamentos ocorrem através das perdas nas bicas e bateias de
Hg
0
e da evaporação da pasta de ouro (ouro mais Hg), eliminando no ambiente Hg
+2
,
contaminante mais expressivo (PIRES, MACHADO e BITTAR, 1988).
32
Esse vapor de Hg é liberado para a atmosfera durante o processo de queima
da amálgama, o que Andrade e Bueno (1989) consideram ser o principal dano
ambiental, principalmente em áreas de garimpo, pois o vapor é oxidado no ar e
levado a participar da cadeia alimentar do Homem.
As indústrias também constituem uma grande fonte poluidora através da
descarga de efluentes não devidamente tratados em rios e lagos. Dentre os
exemplos de indústrias com alto potencial poluidor, inclusive em relação a outros
metais pesados, estão as de mineração e metalurgia, baterias, químicas, eletrônicas
e de tintas e corantes (JARDIM, 1983).
No sistema aquático, o Hg introduzido no ambiente por efluentes industriais
forma metil e dimetilHg que são fácil e rapidamente absorvidos por peixes, através
da ingestão de organismos bentônicos que o concentram do sedimento,
possibilitando ao homem a ingestão de níveis altos de Hg ao se alimentar desses
peixes (SILVA et al., 1983).
Em 1991, Eysink mostra em seu trabalho um quadro histórico das pesquisas
realizadas pela CETESB ao longo dos anos, com relação à presença de Hg nos
ecossistemas aquáticos continentais. A CETESB realiza o levantamento da
qualidade da água em todo o Estado de São Paulo desde 1978, através de uma
rede de monitoramento. Esta rede é composta por 99 pontos e está espalhada pelas
principais bacias do Estado, fornecendo inúmeros dados físico-químicos da água,
inclusive as concentrações de Hg. Foi verificado que, das 22 espécies de peixes
analisados e capturados em pelo menos dois rios, duas espécies (uma carnívora e
outra onívora) apresentaram teores de Hg acima do limite máximo permitido para
consumo humano. Ambas as espécies foram capturadas no rio Moji-Guaçu, que
recebeu lixívia negra advinda de uma indústria de papel e celulose em 1976.
Na realidade brasileira, também torna-se relevante o fato de que o atual
processo de queima de florestas pelo homem intensifique o mecanismo de
concentração de Hg em áreas inundáveis (WASSERMAN, HACON e WASSERMAN,
2001). Nascimento e Chasin (2001) acreditam que as queimadas liberem uma fração
significativa de Hg disponível por volatilização, sulfato ou carbono lábil, podendo
estimular os processos de metilação, além de provocar um aumento nas
concentrações de sulfato e sulfeto nas águas.
Entretanto, no Brasil há pouca informação sobre a dinâmica do metilHg em
regiões tropicais, o que é de extrema importância para se predizer o potencial tóxico
33
deste metal em ecossistemas aquáticos, passando pelo acúmulo de peixes e,
consequentemente, seu efeito biomagnificado nas populações humanas ribeirinhas
(BISINOTI e JARDIM, 2004).
2.5 CONTAMINAÇÃO DO PESCADO POR MERCÚRIO
A preocupação com a contaminação do pescado por mercúrio é abordada por
vários órgãos como Food and Drug Administration (FDA), WHO e o Codex
Alimentarius.
O pescado e seus derivados podem absorver este metal do ambiente através
dos mecanismos de bioconcentração, bioacumulação ou biomagnificação. Dentre
outros fatores, o teor de Hg nos peixes depende do tamanho, dos hábitos
alimentares, das correntezas e da mobilidade da espécie (FERREIRO, 1976;
YALLOUZ, SILVA e CALLIXTO, S. d.).
Silva et al. (1982) estudaram os níveis de Hg na baixada Santista e estuário
de Santos e São Vicente e encontraram bioacumulação significante para a
musculatura e vísceras de várias espécies de peixes. Das 75 determinações
efetuadas na musculatura e nas vísceras, 14 espécies apresentaram teores de Hg
superiores a 0,5 µg.g
-1
, limite recomendado pela WHO (1976). Os valores mais
elevados na musculatura foram de 4,80 µg.g
-1
na corvina (Micropogonias furnieri),
0,66 µg.g
-1
no bagre amarelo (Arius spiril), 0,56 µg.g
-1
no linguado (Achirus sp.) e
0,73 µg.g
-1
no carapicu (Eucinostomus gula). Nas vísceras, os maiores valores
foram de 1,07 µg.g
-1
no bagre (Netuma barba), 0,93 µg.g
-1
no canguauá (Stellifer
rastrifer), 0,53 a 1,17 µg.g
-1
no bagre amarelo (Arius spixii) e 0,98 µg.g
-1
na tainha
(Mugil brasiliensis). Além do Hg, os autores ainda analisaram outros cinco metais
neste trabalho (cobre, chumbo, zinco, cromo e cádmio), e apenas o Hg apresentou
fatores de concentração significativos na musculatura dos peixes.
Além de algumas espécies de peixes, os mexilhões também são
considerados organismos filtradores. Consequentemente, são bons indicadores de
contaminação ambiental, pois são organismos que vivem no fundo das águas da
orla marítima e que, ao se alimentarem, absorvem e retém partículas sólidas em
seus organismos. Este fato é justificado por Galvão (2004) que, estudando a
qualidade microbiológica da água de cultivo e de mexilhões (Perna perna),
encontrou contagens microbianas superiores às encontradas na água, concluindo
34
que tais organismos são indicadores biológicos e bioacumuladores de substâncias
pré-existentes na água, dentre estas o Hg. Baseado nisso, D’Amato et al. (1997)
determinou a quantidade de Hg presente em mexilhões da mesma espécie
provenientes das águas de três regiões do Rio de Janeiro (Baía de Guanabara,
Praia de Piratininga e Baía de Sepetiba). Os níveis encontrados não ultrapassaram o
limite recomendado pela legislação brasileira, mas o autor não excluiu o risco de
contaminação da população devido ao efeito acumulativo do Hg.
Novaes et al. (1998) estudaram 64 amostras de mexilhões desta espécie
cultivados em área próxima à Fortaleza de Santa Cruz, Niterói, Rio de Janeiro, e
observaram concentrações entre 0,001 e 0,014 µg.g
-1
, valores bem próximos aos
obtidos por D’Amato et al. (1997).
Grande parte dos trabalhos realizados com contaminação de peixes está
relacionada à poluição das águas através do garimpo e outras fontes antrópicas
como esgoto doméstico e industrial. Dentre tais trabalhos, Lacerda et al. (1990)
determinaram a concentração de Hg em peixes de algumas áreas garimpeiras do
Brasil e comparou os dados com os de peixes de áreas não afetadas pelo garimpo,
encontrando valores bastante variáveis, de até 10 a 20 vezes maiores que as áreas
não afetadas. Os autores encontraram 2,70 µg.g
-1
de Hg no pintado
(Pseudoplatystoma fasciatus) do Rio Jaciparã, em Roraima, e 0,07 µg.g
-1
na mesma
espécie do Rio Jamari, no mesmo Estado mas sem atividade garimpeira.
Eysink (1991) relata um quadro histórico das pesquisas realizadas pela
CETESB com relação à presença de Hg nos ecossistemas aquáticos continentais.
Em uma das pesquisas, foram analisadas espécies de peixes representativas da
atividade pesqueira das cidades de Iguape e Cananéia, São Paulo, local próximo ao
Rio das Minas onde existiam atividades clandestinas de garimpo de ouro. Os peixes
analisados foram a manjuba (Lycengraulis crossidens), o manjubão (Anchoviella
lepidentostoli) e a tainha (Mugil sp.). O teor de Hg mais elevado foi detectado na
manjuba (0,26 µg.g
-1
na musculatura), sendo que nas espécies restantes, não foi
excedido o valor de 0,5 µg.g
-1
, limite máximo permissível para consumo humano.
Porém, na represa de Barra Bonita e nos rios Piracicaba e Tietê, foi relatado um
valor de 1,98 µg.g
-1
de Hg na espécie pirambela (Serrasamulus spilopleura), teor
quatro vezes maior do limite preconizado. Outros ecossistemas descritos pelo autor
foram a represa Billings, no sudeste de São Paulo, receptora dos esgotos da capital;
o reservatório do Rio Grande, que é separado desta represa por uma barragem; e o
35
reservatório do Rio das Pedras, que recebe água da mesma represa. Dentre as 13
espécies relatadas, foram verificados teores de Hg maiores nas amostras oriundas
do reservatório Rio Grande, especialmente no acará (Geophagus brasiliensis), tilápia
(Tilapia sp.) e traíra (Hoplias malabaricus). O teor mais elevado na musculatura foi
obtido na traíra (2,77 µg.g
-1
), que é uma espécie carnívora; seguido pela tilápia, com
0,71 µg.g
-1
e pelo acará, com 0,44 µg.g
-1
.
Hacon et al. (1997) investigaram a concentração de Hg total em peixes
comercializados em mercados locais e dos rios Teles Pires, São João e Cristalino,
na região de Alta Floresta, no Mato Grosso, também na bacia amazônica. Os
autores concluíram que a população estava exposta a baixos níveis de Hg através
da ingestão de peixes. Entretanto, estes autores observaram que 80% dos peixes
carnívoros consumidos pela população apresentava níveis acima de 0,5 µg.g
-1
[?].
Mirlean et al. (2005) estudaram os níveis de Hg nas águas e na biota aquática
de lagos da região do sul brasileiro, os quais foram escolhidos de acordo com a
localização em relação à proximidade a áreas industriais: um lago se situava em
uma zona industrial da cidade de Pelotas, com indústrias químicas e farmacêuticas;
outro lago se localizava em subúrbio residencial, mas a 10km de distância de uma
refinaria de petróleo e de indústrias de fertilizantes; e o terceiro lago pertencia a uma
estação ecológica, distante de qualquer fonte de emissão de Hg e considerada uma
área natural. As médias dos teores encontrados nos peixes foram 0,04 µg.g
-1
na
área natural, 0,09 µg.g
-1
na suburbana e 0,12 µg.g
-1
na industrial, com o maior valor
encontrado de 0,45 µg.g
-1
em uma amostra de Oligosarcus jenynsii (tambica) da
área suburbana, teor próximo ao limite recomendado pela WHO (1976).
Com o objetivo de avaliar o potencial de acumulação de Hg em espécies de
peixes carnívoros, Walker (1988) estudou a concentração de Hg em tecidos
comestíveis de elasmobrânquios (tubarões), teleósteos, crustáceos e moluscos de
águas do sudeste da Austrália. Foram observadas concentrações maiores de Hg em
quatro espécies de elasmobrânquios (1,33-3,10 µg.g
-1
) e em 14 espécies de
teleósteos (0,01-0,29 µg.g
-1
) de águas profundas (profundidade abaixo de 75 m) em
relação a 23 espécies de elasmobrânquios (0,13-1,70 µg.g
-1
) e 30 espécies de
teleósteos (0,01-0,29 µg.g
-1
) de águas mais rasas. O autor sugere que essas
maiores concentrações podem ser devido à maioria desses peixes de águas
profundas serem carnívoros (piscívoros).
36
Mársico et al. (1999) analisaram 50 amostras de piranha (Serrasalmus sp.),
peixe de hábito alimentar predador, coletados no Rio Corichão, Poconé, Mato
Grosso. Os resultados encontrados variaram entre 0,015 e 0,222 µg.g
-1
. Apesar dos
níveis estarem abaixo dos valores de tolerância pela legislação, os autores
consideraram os dados preocupantes pois se tratava de um peixe amplamente
utilizado tanto para a população ribeirinha, quanto em pratos típicos da região.
Ferreira, Mársico e Valente (1999) determinaram os teores de Hg em peixe-
espada (Trichiurus lepturus), espécie também carnívora, capturada no litoral de
Cabo Frio, Rio de Janeiro, e altamente consumida pela população, observando teor
médio de 0,145 µg.g
-1
(0,031 – 0,530). Em estudo com a mesma espécie de peixe,
mas capturada na praia de Itaipu, Niterói, Rio de Janeiro, Liparasi et al. (2000)
encontraram o mesmo teor médio de 0,145 µg.g
-1
, com valores mínimo e máximo de
0,021 e 0,618 µg.g
-1
, respectivamente. Em ambos os trabalhos, uma das amostras
excedeu o limite de tolerância de 0,5 µg.g
-1
.
Mandarino et al. (2000) avaliaram o teor de Hg em três grupos de peixes
coletados no Rio Paraíba do Sul, Rio de Janeiro. Os menores teores médios
encontrados foram 0,013
+0,010 µg.g
-1
(0,003 – 0,051) nos exemplares de cascudo
(Locariichthys sp.), seguidos de 0,062
+0,032 µg.g
-1
(0,009 – 0,120) nos exemplares
de bagre (Rhamdia sp.) e, os maiores, 0,087
+0,043 µg.g
-1
(0,009 – 0,206) na traíra
(Hoplias malabaricus). As espécies possuem hábito alimentar iliófago, dentritívoro e
carnívoro, respectivamente. Embora os resultados não tenham ultrapassado o limite
estabelecido pela legislação, os autores observaram a influência do hábito alimentar
das espécies nas concentrações de Hg encontradas.
Machado et al. (2001) investigaram a concentração de Hg total em uma das
maiores espécies predadoras de peixe, o tubarão. O teor médio encontrado foi de
0,393 µg.g
-1
, com os maiores valores de 0,950 e 1,150 µg.g
-1
, excedendo o limite
estabelecido pela legislação, que é de 1,0 µg.g
-1
para peixes predadores.
Em estudo realizado nas ilhas Faröe, arquipélago do Atlântico Norte, o
comportamento de um grupo de crianças, com hábito alimentar rico em peixes
carnívoros, foi acompanhado durante 15 anos. Os resultados revelaram que esta
dieta poderia causar distúrbios no desenvolvimento neurológico dos fetos e na fala,
na memória e na atenção dos adolescentes, indicando a importância da
monitorização do grau de Hg nos peixes, principalmente os carnívoros, a fim de
salvaguardar a saúde da população mais exposta (VEJA, 2004).
37
Na Guiana Francesa (bacia amazônica), em programa multidisciplinar
elaborado por Régine et al. (2005), foram analisadas 12 espécies de peixes do rio
Maroni com seis hábitos alimentares diferentes: onívoros, piscívoros, carnívoros,
bentívoros, perifitófagos e herbívoros. Os autores concluíram que o hábito alimentar
está inteiramente relacionado com a concentração de Hg nos peixes estudados,
encontrando os mais altos níveis de metilHg na porção muscular dos peixes
carnívoros.
Dentre outros organismos que devem ser considerados na contaminação de
Hg estão os crustáceos como, por exemplo, as cracas (Balanus sp.). Embora não
sejam utilizadas na alimentação humana, estas se alimentam através da filtração da
água e consequentemente acumulam metais quando presentes no ambiente. Além
disso, são importantes fontes alimentares de várias espécies de crustáceos e de
peixes. Portanto, é fundamental um monitoramento contínuo de ambientes aquáticos
para avaliar a evolução das concentrações dos metais nos organismos com
interesse comercial, principalmente dos que incluem as cracas e outros filtradores no
seu hábito alimentar como, por exemplo, a corvina, os siris e os caranguejos
(NIENCHESKI e BAUMGARTEN, 2003).
Andersen e Depledge (1997) realizaram um levantamento sobre a quantidade
de Hg total e metilHg em peixes comestíveis e em invertebrados de águas da ilha
São Miguel, do arquipélago de Açores. As amostras de invertebrados incluíram
moluscos, cracas e caranguejos comestíveis, todos representantes da dieta da
população local. Os autores encontraram, para as cracas, teores médios de Hg total
de 0,072 µg.g
-1
(0,036-0,189), e para os siris, 0,725 µg.g
-1
(0,412 – 1,371). É
importante salientar que da quantidade total de Hg nas cracas, 54% era referente ao
Hg inorgânico e, nos siris, este valor foi de 91%, caracterizando o fato de que os siris
assimilam maior parte de Hg na sua forma metilada e confirmando a ocorrência de
metilação no ambiente.
Com relação à acumulação trófica, Evans, Kathman e Walker (2000)
realizaram um estudo com siris jovens (Callinectes sapidus) capturados em área
contaminada por Hg, Mississipi, Estados Unidos. Os animais foram levados a um
ambiente marinho reproduzido em laboratório e alimentados com peixes
contaminados com Hg, com teores superiores a 1.0 µg.g
−1
. Os autores observaram
uma assimilação de 76% de Hg pelos siris, indicando uma alta assimilação e uma
38
lenta excreção deste metal. Desta forma, os autores concluíram a capacidade
destes animais de biomagnificar o metilHg a partir da sua alimentação.
Valente et al. (2001) avaliaram o grau de contaminação por Hg em caranguejos
(Ucides cordatus) capturados no manguezal Aparú do Jequiá, Ilha do Governador,
Rio de Janeiro. Os teores médios encontrados foram 0,110
+0,054 µg.g
-1
(0,019 -
0,26). Embora os valores estivessem dentro do limite de 0,5 µg.g
-1
, os autores
demonstraram que a acumulação de Hg nos caranguejos da área estudada não
deveria ser desprezada, visto a utilização deste crustáceo como alimento.
Turoczy et al. (2001) estudaram a concentração de cádmio, cobre, zinco e Hg
em siris, da espécie Pseudocarcinus giga, capturados em águas sem fonte aparente
de poluição por metais pesados, no sudeste da Austrália. Os teores de Hg
encontrados foram de 1,2
+0,8 µg.g
-1
na musculatura das patas, além de ter sido
observada uma correlação entre concentração do metal e o tamanho da carapaça.
Apesar dos autores não considerarem o ecossistema contaminado por metais
pesados, os mesmos sugerem que tal correlação está relacionada ao grau de
contaminação do organismo.
Wakasa, São Clemente e Mársico (2002) analisaram Hg total em exemplares
de siris (Callinectes sapidus) do litoral de Duque de Caxias, Rio de Janeiro e
encontraram o teor médio de 0,024
+0,021 µg.g
-1
(0,003 – 0,104). Em 2003, Wakasa
et al. estudaram o mesmo metal em caranguejos (Ucides cordatus) da Baía de
Guanabara, Rio de Janeiro e encontraram teor médio de 0,017
+0,012 µg.g
-1
(0,004 –
0,068). Em ambos os trabalhos, os teores médios estavam abaixo do limite de
tolerância estipulado pela legislação, e os locais estudados pelos autores
supracitados recebem despejos de indústrias localizadas nas proximidades,
lançando Hg nas águas.
Em situação de poluição semelhante, Lewis et al. (2004) investigaram a
contaminação por Hg, dentre outros metais traços, em siris (Callinectes sapidus)
oriundos de diversos locais no litoral da Florida, Estados Unidos. Considerando os
quatro locais de coleta, a dispersão dos valores de Hg total variou entre 0,780 e
1,837 µg.g
-1
, valores estes considerados bastante críticos em relação à saúde
pública.
39
2.6 O MERCÚRIO E A SAÚDE HUMANA
Os alimentos são a principal fonte de Hg para pessoas que não possuem
exposições ocupacionais e, o pescado e seus derivados, são os que fornecem a
maior quantidade de metilHg na alimentação (WHO, 1976).
A maneira como as pessoas são expostas ao Hg depende de diversos fatores
como a contaminação dos compartimentos ambientais, a existência de formas
potenciais de exposição ao homem, o tamanho, natureza e hábitos da comunidade,
e frequência e duração da exposição (HACON et al., 1997).
A exposição ao Hg
0
ocorre através de inalação e ao metilHg pela ingestão.
Com algumas poucas exceções, a população sofre pouca exposição ao mercúrio
metálico, e essas exposições são frequentemente relacionadas ao uso deliberado,
como por exemplo mercuralismo ocupacional, dental e talvez por práticas culturais
(GOCHFELD, 2003).
A contaminação por Hg
0
foi relatada por Zavariz e Glina (1992) em um estudo
sobre intoxicação por esta forma de Hg em trabalhadores de uma indústria de
lâmpadas fluorescentes no Estado de São Paulo. A indústria possuía duas linhas de
produção e, em cada linha, havia uma máquina, onde o Hg
0
era distribuído em
dosadores. Eram consumidos em média 83 Kg de Hg por mês e a carga completa
deste era consumida em dois dias, sendo os dosadores recarregados pelos próprios
trabalhadores. O Hg era injetado através desses dosadores nos tubos de vácuo das
lâmpadas fluorescentes. Os autores investigaram 71 trabalhadores dos quais
85,92% apresentaram quadro de intoxicação crônica por Hg, em um tempo de
exposição entre 4 meses a 30 anos. Dentre os sintomas detectados estavam
alterações de coordenação motora, neurológicas, de memória, tremores, alterações
de cavidade oral, hipertensão arterial e conjuntivite.
Outra maneira de exposição humana ao Hg
0
são os amálgamas dentários,
que constituem uma fonte de exposição crônica ao Hg na população em geral. O Hg
volatiliza continuamente das obturações, o que é intensificado pela mastigação,
escovação e líquidos quentes. Contudo, a utilização na odontologia ainda continua
pois o amálgama é um material barato para as obturações, mas o assunto tem sido
muito discutido pelos profissionais da área (KENNEDY, 1999).
Com relação ao metilHg, Galli e Restani (1993) afirmam que grupos não
ocupacionais são primariamente expostos a este composto através da dieta, mas
40
que o ar atmosférico e a água podem contribuir significativamente para a entrada de
Hg total no corpo humano. Os autores advertem que o processo de absorção de
compostos inorgânicos pelo alimento é em média de 7% da dose ingerida, em
contraste com a absorção do metilHg pelo sistema digestório, que é praticamente
completa e rapidamente é distribuída para todos os órgãos e tecidos, indiferente da
idade, peso e sexo. Ainda observam que a distribuição do metilHg no corpo é mais
uniforme do que a do Hg
0
, devido à sua agilidade em atravessar barreiras biológicas
e penetrar todas as membranas facilmente, processo que não ocorre, por exemplo,
com o Hg
0
, que ao ser ingerido, não consegue atravessar a mucosa gástrica
(TORRE e SOLDEVILLA, 1985).
Existem diversos trabalhos relatando a contaminação mercurial em peixes e
em populações ribeirinhas das regiões do Brasil, principalmente na Amazônia, cujos
riscos e efeitos à saúde humana atingem populações ocupacionais e não-
ocupacionais, sendo alguns desses citados a seguir.
Em estudo com contaminação mercurial em peixes, Nriagu et al. (1992)
demonstraram que a bioacumulação de Hg em muitas espécies de peixes do Rio
Madeira, Amazônia, resultou em níveis considerados inseguros para o consumo
humano. Os mineradores da região estendem a procura pelo ouro a cada ano para
outros rios e o aumento do despejo de Hg no ambiente da região continuava a
crescer. Segundo os autores, muitos mineradores e alguns moradores locais podiam
estar contaminados pelo mercúrio, mas os efeitos da biomagnifcação de mercúrio na
cadeia alimentar podiam se tornar mais graves, especialmente para mamíferos que
se alimentavam de peixes.
Hacon et al. (1997) estudaram o cenário da exposição mercurial através do
consumo de peixe da população urbana de Alta Floresta, um dos mais importantes
centros de comércio de ouro na Amazônia, onde uma tonelada de ouro era
comercializada mensalmente. As concentrações de Hg encontradas nos peixes
consumidos pela população urbana foram altas, especialmente em peixes
carnívoros que representavam 95% de todo o peixe consumido na região. Os
autores observaram ainda que crianças de famílias de pescadores foram o principal
grupo de risco à exposição de Hg através do consumo de peixes.
Pinheiro et al. (2000) avaliaram a contaminação mercurial em comunidades
de pescadores em quatro localidades nas margens do rio Tapajós, no Estado do
Pará, sem relatos de exposição ocupacional prévia ao Hg e seus compostos. Os
41
voluntários participantes do estudo relataram o hábito de uma a duas refeições
diárias à base de pescado da região. Os níveis mais elevados de Hg total em
amostras de cabelo encontrados no estudo foram cerca de seis a sete vezes
superiores ao limite de segurança proposto pela WHO (1991) de 10µg.g
-1
.
Além disso, os riscos dos processos produtivos, principalmente causados por
agentes químicos, geralmente ultrapassam os limites da área física dos locais de
trabalho. Um trabalho que confirma este fato foi realizado por Câmara et al. (1996)
que avaliaram os níveis de exposição e dos efeitos do Hg
0
atmosférico em
residentes da área urbana do município de Poconé, Mato Grosso, expostos às
emissões provenientes de casas compradoras de ouro. A população estudada
consistia em moradores da área agrícola (grupo controle), da área periférica e do
centro da cidade. Os moradores do centro, onde eram concentradas tais lojas,
residiam a uma distância de 400 metros a favor dos ventos, raio em que foi
detectada contaminação mercurial atmosférica. Os autores encontraram altos teores
de Hg em pessoas dos grupos do centro e da periferia e concluíram que a não-
identificação de outros pontos de exposição ao Hg por parte das pessoas levou a
supor que esta maior exposição podia estar associada às emissões das casas
compradoras de ouro na área do centro de Poconé. Quanto ao grupo da periferia, os
autores afirmaram que se tratava de poluição domiciliar através da queima de
amálgamas trazidos dos locais de extração de ouro. As informações sobre o relato
de problemas de saúde e o exame físico mostraram uma maior proporção de
anormalidades na população residente na área do centro, quando comparada com
às outras áreas, sugerindo que poderia estar relacionada à poluição atmosférica
pelo Hg
0.
Outro efeito do Hg na saúde humana foi descrito por Amorim et al. (2000) que
examinaram as funções citogenéticas em linfócitos em população ribeirinha do rio
Tapajós. O estudo demonstrou uma relação entre a contaminação por metilHg e
danos citogenéticos em linfócitos em teores abaixo de 50µg.g
-1
, teor a partir do qual
ocorrem os sinais clínicos iniciais de intoxicação mercurial. Os autores levantaram a
questão de implicação imunológica pelo fato da exposição ao metilHg estar
associada a mudanças no potencial proliferativo dos linfócitos, o que pode ser
traduzido em resistência reduzida a doenças na população já que tais células estão
diretamente envolvidas na defesa do organismo.
42
A exposição ao Hg também é preocupante nos primeiros estágios de vida
humana quando representa um risco para a saúde vulnerável de crianças e fetos,
prejudicando o desenvolvimento cognitivo e comportamental. Tanto o de Hg
inorgânico quanto o metilHg atravessam prontamente a placenta e chegam ao feto.
Crianças mais novas possuem maior risco que outras mais velhas e adultos com
respeito à exposição de Hg por causa da alta eficiência de absorção gastrintestinal,
da baixa capacidade fisiológica de evitar acumulação de metais pesados pelo
cérebro e da imaturidade fisiológica de mecanismos homeostáticos e de detoxicação
(WHO, 1996). Segundo
Dorea e Donangelo (2005), os alimentos consumidos pelas
mães são a principal fonte de assimilação de Hg por fetos e bebês lactentes e
períodos de maior demanda nutricional, como a gravidez, lactação e crescimento
infantil, podem aumentar a exposição e vulnerabilidade aos efeitos tóxicos do Hg.
Além disso, crianças possuem uma ingestão alimentar maior em relação ao adulto,
baseado em peso corporal.
Quanto à sintomatologia, a intoxicação aguda, súbita, causada pelo Hg se
manifesta por um gosto metálico acentuado na boca, inflamação e descoloração dos
tecidos mucosos, vômitos frequentemente contendo sangue, inflamações intestinais,
diarréia e perturbações da função renal, podendo levar à morte do paciente (PIRES,
MACHADO e BITTAR, 1988). Na exposição crônica ao Hg, a doença é denominada
Doença de Minamata e os principais sintomas são principalmente neurológicos
devido à grande seletividade do metilHg pelo sistema nervoso central. Dentre os
sintomas estão descontrole dos membros, perda de equilíbrio, redução da visão, da
fala, do olfato e da audição, além de distúrbios mentais (LACERDA, 1997).
Goodman e Gilman (1991) acrescentam aos sintomas decorrentes da exposição ao
metilHg distúrbios visuais como visão turva, ataxia, parestesia, neurestemia, perda
da audição, disartria, deterioração mental, tremor muscular, distúrbio da motilidade
e, nos casos de exposição grave, paralisia e morte. Os autores ainda afirmam que
certas regiões do cérebro são particularmente sensíveis aos efeitos tóxicos do
metilHg como o córtex cerebral (especialmente o visual) e a camada granulosa do
cerebelo.
43
2.7 A LAGOA RODRIGO DE FREITAS
Localizada na Zona Sul da cidade do Rio de Janeiro, a Lagoa Rodrigo de
Freitas é conhecida mundialmente e considerada um cartão postal da cidade.
Faz parte
de um complexo lagunar em meio urbano com características propícias para sua utilização, contemplação e prática de
esportes, além da atividade de pesca artesanal.
2.7.1 Histórico
O nome primitivo da Lagoa Rodrigo de Freitas (Figura 1) era Sacopenapã,
designação que compreendia toda a atual região da Lagoa e Copacabana (SERLA,
2006).
Figura 1. Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ). Óleo sobre tela.
Eduardo Camões (Fonte: http://www.almacarioca.com.br/hist01.htm)
A partir da segunda metade do século XVIII, a lagoa passou a pertencer ao
latifúndio da família de Rodrigo de Freitas e foi denominada com este nome, não por
uma homenagem, mas sim por uma designação de propriedade (SERLA, 2006).
No século do descobrimento do Brasil, a Lagoa se comunicava com o mar
através de um amplo canal, com aproximadamente 200 metros de largura. Esse
canal passou por contínuos estreitamentos até a sua comunicação com o mar ser
interrompida.
Antes de 1921, o canal original de comunicação com o mar (Figura 2)
era instável e sua embocadura permanecia obstruída por uma barra de areia, exceto
em alguns poucos dias do ano. O nível de água da lagoa sofria repentinas quedas,
geralmente logo após súbitas elevações. Tais eventos correspondiam ao
rompimento da barra de areia do canal, causado pelo extravasamento do volume de
água acumulado na lagoa durante chuvas torrenciais. Logo após esse fenômeno, o
44
nível da lagoa voltava a subir, indicando que a embocadura estava novamente
obstruída
. Em 1921, foi construído o canal do Jardim de Alah (Figura 3), que
atualmente separa os bairros Leblon de Ipanema, com 140 metros de comprimento,
seção transversal de 10 metros de largura por 0,7 metros de profundidade em
relação ao nível médio do mar, e seu alongamento, para cerca de 800 metros, foi
realizado em 1942. Esse conjunto de obras na ligação da lagoa com o mar melhorou
sensivelmente o problema de inundações na região (ibid).
Figura 2. Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ), no início do século XX
- Foto de Augusto Malta (Fonte: www.almacarioca.com.br/lagoa.htm). Na seta,
a comunicação entre a lagoa e o mar.
Figura 3. Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ),
após a construção do canal do Jardim de Alah (seta)
O espelho d’água da lagoa foi tombado pela Prefeitura da Cidade do Rio de
Janeiro em 1986 e, atualmente, a Lagoa Rodrigo de Freitas (Figura 4) possui cerca
de 3 quilômetros de diâmetro em sua largura maior, profundidade máxima que
45
atinge até 11 metros, aproximadamente 7,5 quilômetros de perímetro (SERLA,
2006).
Figura 4. Vista panorâmica da Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ)
2.7.2 Características Ambientais
A bacia da Lagoa Rodrigo de Freitas é laguna costeira, com
aproximadamente 17.000.000 m
2
, que abrange os bairros de Ipanema, Lagoa,
Humaitá, Jardim Botânico e Gávea e é a última das lagoas existentes dentro da área
urbanizada da cidade (SERLA, 2006). É formada basicamente pelos rios Cabeças,
Macacos e Rainha, que extravasam em parte para a lagoa, no período das cheias,
através de uma comporta (FEEMA, 2005), que só é aberta em dias de chuva mais
forte. Também para tentar proteger a lagoa, o governo do Estado construiu a
chamada “galeria de cintura”, que tem como função recolher o esgoto que escorre
indevidamente pela rede pluvial quando não chove, visando dar segurança e evitar
que as águas indesejáveis caiam na Lagoa (RJTV, 2005).
Receptora dos sedimentos provenientes das bacias fluviais contribuintes, a
Lagoa Rodrigo de Freitas sofreu sucessivos aterros durantes os anos. Desta forma,
a evolução do corpo lagunar, assim como a qualidade de suas águas e, por sua vez,
da vida aquática, dependem da qualidade e quantidade do aporte de sedimentos
(RANGEL e BAPTISTA NETO, 2003).
O processo de urbanização da cidade do Rio de Janeiro modificou as
características da lagoa resultando na diminuição da área ocupada pelo espelho
d’água com uma estimativa de aterro de 1/3 da área total da lagoa (RANGEL e
BAPTISTA NETO, 2003). A ligação da lagoa com o mar é feita através do Canal do
Jardim de Alah, que atravessa do cordão litorâneo e separa as praias de Ipanema e
46
Leblon. A qualidade química e física da água da lagoa é resultado das trocas
estabelecidas com o mar através deste canal, somada às contribuições de águas
fluviais e pluviais. São 21 saídas de galerias de águas pluviais que desaguam na
lagoa e no canal do Jardim de Alah (FEEMA, 2005). O resultado da mistura de
águas doce e salgadas determina o grau de salinidade da água, que pode ser o fator
determinante para o estabelecimento ou não de muitas espécies de animais e
vegetais (RANGEL e BAPTISTA NETO, 2003).
2.7.3 Atividades
Uma importante atividade na Lagoa Rodrigo de Freitas é a pesca artesanal.
Segundo levantamentos realizados por Ferreira Junior et al., em 2003, dentre os
pescadores que praticam este tipo de pesca na lagoa, 34 são cadastrados, além de
disporem de 16 embarcações do tipo canoa, movidas a remo. Deste quantitativo de
pescadores ativos, aproximadamente 80% vive exclusivamente da pesca, sendo
registrados e vinculados à Colônia de Pescadores Z-13 (Figura 5), com sede em
Copacabana, que ainda possui câmara frigorífica e alojamentos construídos pela
Prefeitura da Cidade do Rio de Janeiro (FERREIRA JUNIOR et al., 2003).
Figura 5. Colônia de pescadores Z-13,
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ)
A atividade de pesca é realizada entre 18 e 4 horas, sem prejudicar as
atividades diárias atléticas e turísticas desenvolvidas durante o período diurno.
47
Figura 6. Atividade pesqueira na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ)
Figura 7. Cativeiro dos siris obtidos na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ)
As espécies aquáticas são capturadas com rede de espera, rede de fundo e
tarrafa, predominando tainhas, robalos, acarás e siris. Semanalmente são
capturados, em média, 500 quilos de pescado no inverno, e 2.000 quilos no verão. A
estimativa de capturas corresponde a 60% de tainha e acará, e 20% de robalete,
robalo e siri (FERREIRA JUNIOR et al., 2003).
2.7.4 Poluição
Dentre os maiores problemas que afetam a Lagoa Rodrigo de Freitas está a
poluição. Por ser circundada por uma área altamente urbanizada, a lagoa é propícia
ao lançamento de uma carga poluidora considerável em suas águas por meio dos
rios tributários, embora exista rede de esgotamento sanitário. Também é significativa
a contribuição das galerias de águas pluviais contaminadas que desaguam na lagoa
(FEEMA, 2005).
A qualidade da água da lagoa depende, além destas contribuições de águas
fluviais e pluviais, das trocas estabelecidas com o mar através do canal do Jardim de
Alah, que já teve mais de dois metros de profundidade e hoje tem apenas alguns
centímetros. Desta forma, o assoreamento do canal que vem ocorrendo há muitos
anos é o maior responsável pela diminuição dessa troca. Segundo a Fundação
Estadual de Engenharia do Meio Ambiente - FEEMA (2005) atualmente constata-se
uma influência marinha menor do que as registradas anteriormente, devido,
possivelmente, ao grau de assoreamento mais intenso deste canal.
Os primeiros trabalhos sobre a estagnação das águas da Lagoa Rodrigo de
Freitas e a mortandade de peixes foram relatados em 1877 pelo Barão de Lavradio e
48
em 1880 pelo Barão de Teffé. Desta época em diante, a crescente e intensa
ocupação urbana de sua bacia hidrográfica
, associada à evolução das ações
antrópicas com inobservância de regras básicas para o saneamento ambiental, dos
sistemas de esgotamento sanitário e de drenagem urbana, explicam o quadro
problemático da qualidade de suas águas, os contínuos problemas com a
mortandade de peixes (ROSSO, S.d).
Um fator que desencadeia condições adversas na Lagoa Rodrigo de Freitas é
a estratificação de suas águas, decorrente da insuficiente circulação e renovação; a
água do mar (mais densa) penetra em pequena quantidade e em baixa velocidade,
dirige-se para o fundo, ficando acima da camada de lama rica em matéria orgânica e
abaixo de uma camada de água salobra (menos densa). Estabelecida a
estratificação, a camada mais salgada torna-se em pouco tempo anaeróbica e rica
em gases, com oxidação da matéria orgânica existente no fundo da lagoa. A mistura
destas camadas, devido a ventos fortes causa rápido déficit do oxigênio dissolvido
em toda a massa d'água (FEEMA, 2005).
Outro processo que ocorre na Lagoa Rodrigo de Freitas é a eutrofização,
processo que consiste no enriquecimento da água com nutrientes dissolvidos que
estimulam o crescimento de plantas aquáticas (algas) levando a uma diminuição de
oxigênio, o que resulta em episódios de alta mortandade de peixes e odor
desagradável (LUTTERBACH et al., 2001). Um desses episódios foi relatado em
2002, quando foram recolhidas 94 toneladas de peixe da lagoa, quase 45 a mais do
que em 2001. Os números do passado não estão registrados, mas o combate ao
problema já envolveu especialistas graduados como o Barão de Teffé, que propôs
bombear a água do mar para a lagoa com a ajuda de 40 moinhos de vento, e
Oswaldo Cruz, que chegou a sugerir o aterramento definitivo da lagoa (LOBATO,
2002).
Figura 8: Mortandade de peixes, em 2002, na Lagoa Rodrigo
de Freitas, Rio de Janeiro
(RJ). Fonte: Lobato (2002)
49
Apesar da construção da “galeria de cintura”, que visa evitar que as águas
indesejáveis caiam na lagoa, mesmo em dias de sol há denúncias de contaminação,
sendo possível detectar gás sulfídrico e metano em alguns locais. Havendo algum
tipo de borbulhagem, é clara a indicação de que o ponto recebe lançamento de
esgoto (RJTV, 2005).
A poluição por esgoto foi comprovada em junho de 2001 através de uma
análise microbiológica, realizada por um laboratório credenciado pela FEEMA. As
amostras de água foram coletadas na confluência de 19 galerias pluviais, e foram
constatadas taxas de coliformes fecais acima do indicado pela legislação ambiental
em 12 delas. O resultado evidenciou que a galeria de cintura, inaugurada em 2001,
não impede a saída de esgoto da rede de água pluvial (O GLOBO, 2005a).
No mesmo ano, Lutterbach et al. (2001) publicaram o resultado do
monitoramento e da distribuição espacial de bactérias heterotróficas e coliformes
fecais de quatro áreas marginais da Lagoa Rodrigo de Freitas, realizado num
período de quatro anos e verificaram um aumento dos percentuais de
microrganismos ao longo do tempo do estudo.
Multado anteriormente por lançar esgoto sem tratamento no mar, um hospital
próximo à lagoa foi acusado de lançar parte dos dejetos clandestinamente na galeria
de águas pluviais, problema este detectado em 2005, pela Companhia Estadual de
Águas e Esgotos (CEDAE), que notificou a prefeitura. O lançamento na rede de
águas pluviais é ilegal e os dejetos acabam saindo na Lagoa Rodrigo de Freitas, que
não é um local adequado para receber dejetos, sobretudo de origem hospitalar (O
GLOBO, 2005b).
Sacrificada pela poluição, mortandade de peixes e despejo de esgoto, a
Lagoa Rodrigo de Freitas sofre também com a contaminação por hidrocarbonetos
aromáticos polinucleares (HAP) e por alguns metais pesados. Um relatório
elaborado pela Comissão Permanente de Defesa do Meio Ambiente (CPDMA)
concluiu que os sedimentos superficiais recentes da Lagoa Rodrigo de Freitas estão
contaminados com chumbo, cobre, níquel zinco e HAP, apresentando valores acima
dos padrões de referência internacionais (ARAÚJO, 2005).
A origem da contaminação por hidrocarbonetos pode estar nos postos de
gasolina que circundam a lagoa, pois os trechos mais contaminados foram
observados bem próximos aos postos de gasolina e são substâncias derivadas de
50
petróleo, não sendo encontradas no ambiente. De acordo com o engenheiro
responsável pelo estudo, se os tanques de armazenamento dos combustíveis não
forem instalados corretamente, podem apresentar vazamentos que se infiltram no
solo, poluindo os lençóis freáticos. O local onde não foram encontradas substâncias
químicas foi o mesmo trecho onde foram realizadas dragagens pela FEEMA, um
indício de que a melhor solução seria a remoção dos sedimentos através de
dragagem já que estes não se degradam. Para o engenheiro químico envolvido no
estudo, a renovação da água não é o bastante para solucionar o problema da
poluição na Lagoa (JB, 2005).
Segundo Araújo (2005), as possíveis principais fontes de contaminação da
Lagoa Rodrigo de Freitas são ligações clandestinas de esgoto na rede pluvial;
despejos, vazamentos ou acidentes em postos de revenda de combustível e
serviços que operaram durante décadas sem controle; resíduos de tubulações
antigas de chumbo e galvanizadas; chumbo proveniente de poluição atmosférica,
em época que era utilizado como aditivo da gasolina (chumbo tetraetila).
Em 2005, outro estudo foi realizado a pedido da CDMA com nove peixes da
Lagoa Rodrigo de Freitas. Foram pesquisados cobre, zinco e níquel no fígado de
cinco robalos, duas ubaranas e duas tainhas, com valores encontrados acima dos
limites aceitáveis (ESTADÃO, 2005). Entretanto, não foi pesquisado Hg e as
análises não foram realizadas na musculatura, porção consumida na alimentação e
sim no fígado, órgão responsável pela função de remoção de toxinas e conhecido
como reservatório de elementos metálicos.
2.7.5 Gerenciamento e monitorização da Lagoa
A Fundação Superintendência Estadual de Rios e Lagoas (SERLA) é uma
entidade com personalidade jurídica de direito privado, patrimônio próprio,
autonomia administrativa e financeira. Desde a sua criação, em março de 1975, a
Serla foi responsável pela realização de obras de proteção de rios, canais e lagoas
(SERLA, 2006).
Como órgão executor de obras em defesa dos cursos d’água estaduais, a
Serla criou o
Núcleo de Operação e Conservação da Lagoa Rodrigo de Freitas
(NOC) que tem a função de gerenciar e operacionalizar as atividades desenvolvidas
na bacia da Lagoa Rodrigo de Freitas e no Canal do Jardim de Alah, como o
51
controle das comportas do canal da rua General Garzon, Visconde de Albuquerque
e Jardim de Alah, mantendo esta operação durante 24 horas.
No monitoramento da Lagoa, existe uma equipe que realiza diariamente
inspeções, por barco, no seu espelho d’água e no entorno, por bicicleta, verificando
despejos acidentais de efluente, combustível e outras anormalidades, acionando a
FEEMA, CEDAE e outros órgãos envolvidos. O NOC 24h efetua também a
supervisão e apoio ao convênio estabelecido com a Colônia dos Pescadores Z - 13,
objetivando manter a limpeza do espelho d’água na retirada de algas em excesso,
eventuais peixes mortos e manejos que se façam necessários
(SERLA, 2005).
O monitoramento das águas da Lagoa Rodrigo de Freitas também é realizado
pela FEEMA, semanalmente, por meio de perfis de oxigênio dissolvido, salinidade e
temperatura, para observação das condições de mistura das águas e da
transparência em cada ponto de coleta; e ainda coleta de amostras para a
verificação de parâmetros físico-químicos e biológicos. Também são feitas
inspeções semanais nas 21 saídas de galerias de águas pluviais que desaguam na
Lagoa e no canal do Jardim de Alah (FEEMA, 2005).
2.8 ECOLOGIA DOS ORGANISMOS ESTUDADOS
2.8.1 Peixes
Apesar da grande diversidade das estruturas de alimentação e de digestão dos
peixes, algumas generalizações são possíveis. Desta forma, Rotta (2003) divide os
peixes, basicamente, em três grandes categorias, de acordo com o tipo de alimento
consumido:
- herbívoros: ingerem material de origem vegetal. A maioria se alimenta de
poucas espécies de plantas e, frequentemente, possuem estruturas de mastigação
especializadas, obtendo o máximo valor nutricional através da completa trituração do
alimento;
- onívoros: se alimentam de material de origem animal e vegetal. Possuem uma
dieta mista e estruturas pouco especializadas. Frequentemente consomem pequenos
invertebrados, plantas e frutos;
- carnívoros: ingerem, sobretudo, material de origem animal, que vão desde
invertebrados de maior tamanho a outros peixes, podendo se especializar em algum
52
tipo em particular. Essas preferências podem mudar com a disponibilidade sazonal
dos alimentos.
O autor complementa que os peixes que se alimentam de plâncton, lama ou
detritos (uma mistura de sedimento, matéria orgânica em decomposição e bactérias)
não podem ser facilmente classificados como herbívoros ou carnívoros, devido à
diversidade da origem dos organismos. Desta forma, podem ser classificados como
planctófagos (se alimentam de plâncton), iliófagos (se alimentam de substrato
formado por lodo ou areia, contendo alimento animal, vegetal e/ou detrito) ou
detritívoros (se alimentam de matéria orgânica de origem animal em putrefação e/ou
matéria vegetal em fermentação).
2.8.1.1 Robalo (Centropomus sp.)
Os robalos são peixes marinhos de águas costeiras rasas, habitando baías,
enseadas estuários e lagoas salobras. São peixes solitários ou de pequenos grupos
que habitam lugares calmos e sombreados com fundo de areia e águas
discretamente turvas, com tendência a permanecer mais para o fundo. Nas épocas
de desova, penetram em águas doces ou de baixa salinidade, utilizando esses locais
como berçário nas diferentes fases de seu ciclo de vida. Sua carne é considerada de
primeira qualidade e possui grande valor comercial (SZPILMAMN, 2000).
A alimentação deste peixes é constituída, principalmente, de camarões, siris,
caranguejos e pequenos peixes (ibid). Através do estudo do conteúdo estomacal,
Rojas
32
(1975 apud BARROSO et al. 2002) identificou a preferência alimentar dos
robalos por outros peixes, sem seleção de espécies, completando sua dieta com
crustáceos, moluscos, ovos de peixes e insetos, classificando-o como carnívoro.
3
ROJAS, J.C. Contribucion al conecimiento de la biologia de los robalos Centropomus undecimalis e
C. poeyi en la Laguna de Terminos, Campeche, Mexico. Boletim do Instituto Oceanográfico
Universidad de Oriente, v.14, n.1, p.51-70, 1975.
53
2.8.1.2 Acará (Geophagus brasiliensis)
Os acarás são peixes de água doce, habitando rios e córregos.
Frequentemente penetram em águas com baixa salinidade, como águas salobras,
quando há comunicação entre as águas de rio e mar.
Quanto à alimentação, são iliófagos. Abelha e Goulart (2004) investigaram
exemplares adultos dessa espécie e observaram que os peixes consumiram itens
diversificados como frutos/sementes, detritos, sedimentos, invertebrados aquáticos e
escamas de peixe, indicando uma dieta onívora durante o período de estudo. Os
autores também sugeriram que os frutos/sementes consumidos pelos peixes
estivessem no fundo do reservatório (e não arrancado da vegetação) devido à sua
ocorrência simultânea com pequenas porções de sedimentos.
Diante disso, e segundo a divisão de categorias alimentares que Rotta (2003)
sugere para os peixes, o acará é um peixe iliófago. Esta classificação Yallouz, Silva
e Calixto [S.d.] utilizaram para interpretar os dados de um estudo sobre a avaliação
de teores de Hg em diferentes espécies de peixes, incluindo o acará.
2.8.1.3 Tainha (Mugil sp.)
As tainhas habitam águas tropicais e subtropicais, ocorrendo em todo o litoral
brasileiro, e nadam perto da superfície nas áreas de recifes, praias, estuários e
lagoas salobras. Encontradas normalmente em cardumes, são migratórias, desovam
no mar, podendo eventualmente penetrar nos rios. Sua carne é gordurosa, possui
grande importância comercial e é considerada de boa qualidade (SZPILMAN, 2000).
A alimentação destes peixes consiste em algas e detritos orgânicos presentes
no lodo e na areia (ibid), sendo considerado iliófagos de acordo com a classificação
de Rotta (2003).
2.8.2 Crustáceos
Os crustáceos pertencem ao subfilo Crustácea, Filo Arthropoda, do Reino
Animália. Os crustáceos são animais invertebrados, principalmente aquáticos, e que
respiram através de brânquias ou de superfícies do corpo, como as cracas e os siris.
54
2.8.2.1 Cracas (Balanus sp.)
O subfilo Crustacea se divide em oito subclasses, sendo sete consideradas
pelo termo Entomostraca, representado geralmente por organismos muito pequenos
ou microscópicos e muito diversos em forma, como, por exemplo, as cracas
(LINCOLN e SHEALS, 1979).
As cracas são crustáceos marinhos (em grande parte), vivíparos e
pertencentes à classe Cirripedia e são encontradas incrustadas em rochedos beira-
mar, bóias e outros objetos fixos ou flutuantes, cascas de grandes crustáceos como
siris, carapaças de tartarugas e pele de cetáceos, além de cascos de navios
chegando a dificultar a marcha destes. Os cirrípedes, como também são chamados
os representantes da classe Cirripedia, se dividem em duas famílias: a dos
lepadídeos, que se fixam aos rochedos mediante um pedúnculo e a dos balanídeos,
que são as cracas (SANTOS, 1958). Em zoologia, principalmente na biologia
marinha, são denominados organismos sésseis, que são aqueles que não se
deslocam voluntariamente do seu local de fixação, como a maioria das macroalgas,
ostras e corais, sendo, desta forma, ótimos bioindicadores do grau de poluição
tóxica das águas (FOWLER, HEYRAUD e LA ROSA, 1978; NIENCHESKI e
BAUMGARTEN, 2003); NAKHLÉ et al., 2006).
A aparência das cracas foi julgada como a de um molusco durante muito
tempo. Em 1830, foram descobertos os estágios larvais e foi reconhecida a relação
entre cracas e outros crustáceos, sendo removidas do filo Mollusca. São organismos
hermafroditas, de fertilização cruzada e seus ovos se desenvolvem na cavidade do
manto. Na fase de nauplius, são lançadas no ambiente, passando depois para o
estágio de cipris. Para o estágio final da metamorfose, procuram um substrato
preferencialmente poroso, fixando-se através de uma substância cimentante
(BARNES, 1996).
O corpo da craca possui tamanho reduzido, protegido por uma série de placas
calcárias no organismo adulto, mas, em algumas cracas pedunculadas, estas placas
podem ser reduzidas ou ausentes (LINCOLN e SHEALS, 1979). Estas placas
abrem-se, permitindo a protusão dos cirros para alimentação por filtração. As
primeiras ecdises ocorrem inicialmente em curtos intervalos, sendo o carbonato de
cálcio depositado quase que continuamente durante o ciclo de muda. O crescimento
55
das placas ocorre através da adição contínua de material à sua borda e às suas
superfícies internas (NIENCHESKI e BAUMGARTEN, 2003).
Por serem animais sésseis e com intensa alimentação via filtração da água,
as cracas são importantes organismos bioindicadores. Apesar das cracas não
possuírem, no Brasil, valor comercial ou para alimentação humana, são importantes
fontes alimentares de várias espécies de crustáceos e de peixes. Assim, a ingestão
de cracas contaminadas para estes organismos é uma fonte potencial de
bioacumulação de metais ao longo do tempo dessas espécies (ibid).
2.8.2.2 Siris (Callinectes sp.)
Tipicamente apresentam dois pares de antenas na cabeça e pelo menos três
pares de apêndices bucais. A maioria se desenvolve através de um ou mais estágios
larvais aquáticos, com uma variedade grande de formas larvais.
Os siris são crustáceos da classe Mallacostraca, Ordem Decapoda,
infraordem Brachyura. Possuem cefalotórax achatado, carapaça com contorno
variado onde se inserem as dez patas e que oculta completamente as brânquias,
antenas curtas e olhos móveis pedunculados que se recolhem na chanfradura da
carapaça. Costuma-se chamar siri os caranguejos da família dos portunídeos que
possuem peças de forma oval que servem como nadadeiras no último par de patas.
O gênero Callinectes é o de maior número de espécies no litoral atlântico brasileiro,
e alguns vivem em pantanais e mangues (SANTOS, 1958).
Os siris são onívoros, embora sejam predominantemente carnívoros, se
alimentando de restos de peixes e de outros animais. Vivem em praias lodosas
desde a parte rasa, principalmente nas proximidades das rochas, até águas
profundas; são marinhos mas penetram em riachos que desembocam no mar
(NARCHI, 1973; ROSA, 1977). Segundo Santos (1958), são conhecidos como
“urubu do mar” pois alimentam-se preferencialmente de carnes putrefatas, o que
leva a uma probabilidade maior de assimilação de substâncias do ambiente em que
vivem.
56
2.8.2.3 Crustáceos como bioindicadores
Assim como os moluscos bivalves, os crustáceos são comumente
empregados em programas de monitoramento de poluição marinha como
organismos indicadores para avaliar o grau de poluição por contaminantes químicos
em ambientes marinhos (FOWLER, HEYRAUD e LA ROSA, 1978; NAKHLÉ et al.,
2006).
Segundo Philips (1977), a poluição de ambientes aquáticos por metais traços
pode ser avaliada pela análise de água, sedimento ou de um membro da biota
aquática. O autor considera a análise de água cara e trabalhosa, pois diversas
amostras devem ser coletadas para eliminar variações em fatores como tempo,
clima, correntes, profundidade, entre outros. O uso de sedimento também estaria
sujeito a erros, variando com a taxa de sedimentação de um material particulado e
da quantidade de matéria orgânica presente, fornecendo pouca informação direta da
quantidade do metal que entra na biomassa de certa área. Para o autor, o uso de
organismos bioindicadores para definir poluição por metais traços parece mais
eficaz, pois esses organismos representam um valor médio de tempo da
disponibilidade biológica de metais em cada área estudada.
Um bioindicador pode ser definido, de acordo com o autor supracitado, como
um organismo que pode ser usado para quantificar níveis relativos de poluição
através da medição da concentração do elemento tóxico em seus tecidos, podendo
ser utilizado o organismo inteiro ou parte dele. Ireland (1974) e Walker (1975)
sugeriram o uso de cracas (Balanus balanoides) como organismos que acumulam
altas concentrações de metais em seus tecidos, particularmente em tecidos
associados com o intestino. Ireland (1974) relatou perfis sazonais para zinco,
chumbo, cobre e manganês nessa espécie de craca de rios próximos a locais de
mineração. Walker (1975) comparou os teores de zinco em cracas com os teores
registrados em outros organismos marinhos e concluiu a utilidade de cracas como
bioindicadores de poluição por zinco.
Nos crustáceos, a absorção de metais é frequentemente descrita através de
duas vias: uma passiva e outra dependente de transporte ativo. A importância das
diferentes vias varia entre os metais pesados e entre os crustáceos, de acordo com
sua fisiologia. A superfície dos crustáceos é coberta com uma cutícula secretada por
cima das células que cobrem o epitélio. A cutícula é primariamente permeável até
57
que se torne impermeável, por exemplo, através de calcificação. Pequenos
crustáceos são tipicamente permeáveis por inteiro, enquanto os grandes
Malacostracas (sub-classe) possuem a permeabilidade restrita a regiões como as
brânquias (RAINBOW, 1997).
2.9 PARÂMETROS LEGAIS REFERENTES AO MERCÚRIO
Várias leis e regulamentos foram criadas em diversos países sobre o controle
das utilizações de Hg, abordando desde medidas de segurança adotadas pelas
indústrias até normas de controle do metal em diferentes usos. Parâmetros técnicos,
determinantes dos riscos da exposição ambiental e ocupacional foram estabelecidos
baseados em variáveis como tempo de exposição ao agente, quantidade liberada e
tipo do composto mercurial. A legislação incorpora tais variáveis usando-as como
subsídios para estabelecer o controle das emissões de agentes tóxicos ao ambiente
e à saúde humana tornando-os parâmetros jurídicos (BARRETO e MARINHO,
1995).
Os autores supracitados relatam que países como Japão, Suécia, Canadá,
Estados Unidos, França e Índia adotaram medidas que controlam ou impedem o uso
de Hg em algum processo nas indústrias, para diminuir seu impacto na saúde e no
meio ambiente. No Brasil, o Governo Federal criou a Lei 9.976 que proíbe a
instalação de novas indústrias químicas para produção de cloro usando células de
Hg (BRASIL, 2000), pois a indústria de cloro-álcali é uma das fontes mais
importantes de lançamento de Hg no ambiente aquático.
Entretanto, indústrias já instaladas têm um histórico de lançamento de
grandes quantidades de resíduos e, muitas vezes, funcionam sem a devida
fiscalização dos órgãos ambientais. O desaparelhamento e a falta de pessoal
desses órgãos, na maioria das vezes, são os fatores preponderantes para dificultar a
realização do controle dos níveis de rejeitos lançados por estas indústrias no
ambiente, de acordo com os limites previstos na legislação ambiental vigente
(CAVALCANTI, 2003).
No Brasil, o Ministério da Saúde estabelece valores máximos permissíveis
das características físicas, sensoriais e químicas da água potável, sendo o valor
máximo de Hg de 1 µg.g
-1
(BRASIL, 1990).
58
O CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente), através da resolução nº
20 de 1986, estabeleceu uma classificação das águas, doces, salobras e salinas do
território nacional, assim como limites permissíveis de determinadas substâncias e
elementos que determinam condições de potabilidade e qualidade das águas.
Dentre essas substâncias, o Hg é permitido em uma concentração máxima de 0,2
µg.L
-1
para a classe 1; 2 µg.L
-1
para a classe 2; e 0,1 µg.L
-1
para as classes 5 e 7,
enquanto para as demais classes, não são especificados teores máximos para o Hg.
De uma maneira geral, as águas doces serão consideradas Classe 2, as salinas,
Classe 5 e as salobras, Classe 7. Ainda segundo a resolução CONAMA, os
efluentes de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados, direta ou
indiretamente, nos corpos de água desde que obedeçam a algumas condições,
dentre elas um valor máximo de Hg de 10 µg.g
-1
(CONAMA, 1986).
Quanto aos alimentos, várias organizações sanitárias no mundo têm se
ocupado em estabelecer disposições legais sobre as taxas máximas de
contaminação mercurial tolerável. O estabelecimento dessas concentrações limites
pode ter grande importância nos processos de importação e exportação de
pescados congelados e conservas (EPA, 1976).
A Organização Mundial de Saúde (WHO, 1990) recomenda uma quantidade
segura de consumo de peixe contaminado por Hg, que varia de acordo com a
quantidade de peixe ingerido, estabelecendo valores de Ingestão Semanal Tolerável
(IST). Estes valores foram baseados em estudos epidemiológicos elaborados a partir
dos acidentes ocorridos em Minamata e do envenenamento por ingestão de grãos
contaminados com fungicida mercurial no Iraque (CETEM, 2006), e são
demonstrados no quadro a seguir.
Quadro 1. Valores de Ingestão Semanal Tolerável (IST) de Hg recomendados pela
Organização Mundial de Saúde em relação à frequência de consumo de
pescado.
Frequência de Consumo Concentração de Hg (µg.g
-1
)
Diário Até 0,3
Eventual Entre 0,3 e 1,0
Não deve ser consumido Acima de 1,0
Fonte: CETEM (2006)
59
Na legislação brasileira, a ANVISA (Agência Nacional de Vigilância Sanitária)
estabelece os limites máximos de tolerância de Hg de 0,5 µg.g
-1
em peixes e
produtos da pesca e de 1,0 µg.g
-1
em peixes predadores, seguindo o estabelecido
pelo Codex Alimentarius (BRASIL, 1998).
A OMS também estabelece limites de alguns compostos de Hg no ser
humano. Como o Hg
0
é prontamente absorvido pelos pulmões e, depois de oxidado
no sangue, é excretado através da urina, esta é o melhor indicador de exposição a
este tipo de Hg (WHO, 1991). Já o metilHg possui uma grande afinidade pelos
grupos sulfidrilas das proteínas e a queratina, proteína presente no cabelo,
apresenta na sua composição uma alta concentração de resíduos do aminoácido
cisteína. Desta forma, o Hg acumula em cabelos, sendo considerado um excelente
marcador de exposição de metilHg, além de ser uma amostra de fácil disponibilidade
e curto tempo de análise (GALLI e RESTANI, 1993). Os teores máximos de Hg em
cada amostra podem ser observados no quadro a seguir (Quadro 2).
Quadro 2. Valores máximos de mercúrio metálico e metilmercúrio em amostras de
urina e cabelo humanos.
Amostra Composto de Hg Concentração de Hg (µg.g
-1
)
Urina Hg metálico 50
Cabelo metilHg 10
Fonte: WHO (1991)
Em relação ao ar, os níveis de referência para a contaminação com Hg são
definidos pelas normas NBR10004 - da Associação Brasileira de Normas Técnicas –
ABNT, e NR15 – Norma Regulamentadora do Ministério do Trabalho, e são de 0,04
mg.m
-3
de ar no ambiente de trabalho. Além disso, há o Decreto Federal 97.634, de
10 de Abril de 1989
, que atribui ao Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos
Recursos Naturais Renováveis (IBAMA) a responsabilidade pelo cadastramento de
importadores, produtores e comerciantes de Hg
0
. Em atendimento ao estipulado
neste Decreto Federal, a
Portaria IBAMA 032, de 12/5/1995 define o produtor de Hg
0
e o obriga a cadastrar as atividades de recuperação desta forma de Hg a partir de
resíduos na entidade (obtendo a “Autorização para Produção e Comercialização de
60
Mercúrio Metálico”), recolher anualmente taxa de produção e taxa de
comercialização de Hg
0
, bem como apresentar trimestralmente ao IBAMA relatório
referente à comercialização de Hg realizada, em formulário próprio (APLIQUIM,
2006).
3 MATERIAL E MÉTODO
3.1 MATERIAL
3.1.1 Equipamentos
- Freezer vertical Consul 180L
- Geladeira Brastemp Conquistador
- Estufa Fanem retilínea modelo 002/1
- Capela de exaustão de gases
- Balança analítica Mettler AE.200
- Bloco Digestor Endolab – modelo 046-8/50
- Analisador de mercúrio BACHARACH COLEMAN modelo MAS - 50B
3.1.2 Outros materiais
- Tubos grandes de pirex próprios para hidrólise
- Bisturí e tesoura
- Régua e martelo
- Pinça de dissecção e espátula de aço inoxidável
- Bastão de vidro
- Béquer de 100 mL
- Provetas de 30 mL
3.1.3 Reagentes
- Ácido Nítrico concentrado PA - Merck
62
- Ácido Sulfúrico concentrado PA - Merck
- Ácido Clorídrico concentrado PA - Merck
- Pentóxido de vanádio QP - Reagen
- Cloreto de estanho PA – Merck
3.1.4 Preparo das soluções
A solução utilizada foi de cloreto estanhoso a 10%, cujo preparo foi baseado
na adição de 10 g de cloreto de estanho em um béquer, seguida da adição de 20 mL
de ácido clorídrico concentrado, com ligeira agitação e aquecimento, quando
necessário, para favorecer a dissolução. Em seguida foi adicionada água destilada a
este líquido até completar 100 mL.
3.2 MÉTODO
3.2.1 Obtenção e transporte das amostras
As amostras foram adquiridas inteiras na colônia de pescadores Z-13 da
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro, durante o período compreendido entre
março de 2004 a fevereiro de 2006.
Foram coletados 60 exemplares de peixes, dentre os quais 24 acarás
(Geophagus brasiliensis), 18 tainhas (Mugil sp.) e 18 robalos (Centropomus sp.), e
10 exemplares de siris (Callinesctes sp.), obtidos antes da distribuição ao comércio.
Também foram coletadas cracas (Balanus sp.), desprendidas das bóias de isopor,
com o auxílio de uma espátula, em número suficiente para perfazer 4 g por amostra
de parte mole, totalizando 10 amostras. Cada amostra continha vários exemplares
em função do diminuto conteúdo do organismo.
Os peixes e as cracas foram transportados em recipiente isotérmico contendo
gelo para o Laboratório de Controle Físico-Químico da Faculdade de Veterinária da
Universidade Federal Fluminense. Os siris foram encaminhados vivos em recipientes
com água para o mesmo laboratório, onde foram dessensibilizados no gelo.
63
Figura 9. Exemplar de acará (Geophagus brasiliensis)
capturado na Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ)
Figura 10. Exemplar de tainha (Mugil sp.)
capturado na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ)
Figura 11. Exemplar de robalo (Centropomus sp.)
capturado na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ)
Figura 12. Cracas (Balanus sp.)
capturadas na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ)
Figura 13. Exemplares de siris (Callinectes sp.)
capturados na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ)
3.2.2 Armazenamento e identificação das amostras
Os peixes e os siris foram estocados em freezer comercial comum a –25°C e
as amostras foram identificadas. No caso dos peixes, a identificação foi realizada de
acordo com a espécie envolvida, seguida da primeira letra desta e de números
arábicos, correspondentes ao número da análise, anotando-se também o dia da
64
coleta. Os siris foram identificados com a letra “S” seguida de números arábicos, de
1 a 10.
Com relação às cracas, após serem abertas com auxílio de um pequeno
martelo, o conteúdo (parte mole) de cada organismo foi retirado e estocado sob as
mesmas condições em quantidade individual de 4 gramas, totalizando 10 amostras,
identificadas com a letra “C” seguida de números arábicos de 1 a 10. A parte mole
da craca foi retirada ao puxar o seu opérculo, sendo esse material depositado em
um pequeno béquer. Foram processadas cerca de 15 a 20 cracas para cada
amostra.
3.2.3 Preparo das amostras
Anteriormente a cada análise, as amostras de peixes e siris foram
descongeladas lentamente em geladeira comercial comum a 5°C.
Após o descongelamento, os peixes e os siris foram mensurados com auxílio
de uma régua e pesados em balança analítica de precisão. Dos exemplares de
peixes foram obtidos peso e comprimento standard, seguido da retirada de porções
da musculatura de cada exemplar em quantidade suficiente para a realização das
análises. No caso dos siris, foi mensurada a largura da carapaça de cada exemplar
e, com auxílio de um martelo, foi rompido o exoesqueleto dos siris e, com uma
pinça, foi retirado o tecido muscular em porções de 8 gramas de cada exemplar.
As cracas, já separadas por alíquotas de 4 gramas, foram descongeladas no
momento da análise.
Figura 14. Conteúdo das cracas (Balanus sp.) capturadas na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ)
65
3.2.4 Preparo da vidraria
Antes das análises, toda vidraria utilizada foi lavada e rinsada com água
destilada, deixada de molho em solução de ácido nítrico a 2% por 48 horas e, antes
da serem reutilizadas foram novamente rinsadas com água destilada e colocadas
em estufa a 110°C, por dez minutos, para secagem.
3.2.5 Técnica de determinação de mercúrio
A metodologia utilizada foi baseada na técnica de Deitz, Sell e Bristol (1973),
com pequenas modificações.
3.2.5.1 Processo de Digestão ou Mineralização
A determinação do mercúrio total requer um processo prévio de mineralização
com destruição da matéria orgânica das amostras, onde se consegue transformar os
compostos de mercúrio para a forma inorgânica (Hg
+2
) eliminando interferências na
análise por absorção atômica.
A primeira fase do processo de digestão foi realizada em tubos de hidrólise
contendo quatro gramas da amostra (porção muscular) onde foi adicionado 0,040 g
do catalisador (pentóxido de vanádio) e 15mL de ácido nítrico concentrado. Os tubos
foram colocados em bloco digestor a 140
o
C em capela por 20 minutos,
homogeneizando-os de três em três minutos para volatilizar o óxido de nitrogênio,
que possui comprimento de onda semelhante ao do Hg. Em seguida, os tubos foram
retirados do aquecimento e mantidos em temperatura ambiente para ligeiro
resfriamento por 10 minutos.
Figura 15. Etapa de digestão na análise de determinação da
concentração de Hg total
/ liberação de vapores de óxido de nitrogênio
66
Para continuação da digestão, foram adicionados 30 mL de ácido sulfúrico
concentrado aos tubos para digestão da matéria orgânica e destruição do metilHg,
transformando-o em Hg
0
. Em seguida, os tubos foram reaquecidos no bloco digestor
por 25 minutos e resfriados por 10 minutos em temperatura ambiente.
Após esta etapa, foram adicionados 10mL de água destilada aos tubos que
foram colocados novamente no bloco digestor sob a mesma temperatura por 20
minutos até completa digestão. Os tubos foram resfriados por 10 minutos em
temperatura ambiente. Na etapa final, a temperatura do bloco digestor foi diminuída
para 100
o
C, os tubos foram adicionados de água destilada até 100 mL e mantidos
sob estas condições por 20 minutos para completa eliminação dos vapores
avermelhados de óxido de nitrogênio.
Para finalizar essa etapa, os tubos foram colocados em banho de gelo em
recipiente isotérmico, para posterior leitura das amostras.
3.2.5.2 Determinação da concentração de mercúrio total
Para a determinação da concentração de Hg total foi utilizado o analisador
Bacharach Coleman, modelo MAS-50 B, baseado na técnica de espectrofotometria
de absorção atômica por arraste de vapor a frio (EAA-VF).
O conteúdo de cada tubo de digestão foi transferido para um frasco com boca
estreita específico para o analisador Bacharach Coleman. A solução redutora foi
transferida para uma seringa de 10mL e foi adicionada ao conteúdo digerido no
frasco, fechando-o em seguida com o aerador do analisador. Estas etapas de adição
da solução redutora e do fechamento do frasco foram realizadas o mais rápido
possível para os vapores de Hg não se desprenderem do frasco sem serem
captados pela célula do analisador. Os vapores de Hg são formados tão logo a
solução redutora é adicionada à solução digerida.
O frasco foi levemente agitado durante alguns minutos para que a redução
ocorresse adequadamente. Os resultados foram obtidos em microgramas de
mercúrio por gramas (µg.g
-1
) da amostra.
67
Figura 17. Detalhe da escala do aparelho
em microgramas por grama de Hg
Figura 16. Analisador Bacharach
Coleman, modelo MAS-50 B
3.2.5.3 Correção dos valores
Apesar de serem utilizados reagentes PA, ou seja, com baixo conteúdo de Hg
específico para análise de elementos traços, especialmente por absorção atômica,
foram realizadas dosagens de branco em cada frasco de reagente utilizado, nas
mesmas condições de mineralização das amostras, para quantificar e corrigir os
resultados.
3.3 INTERCALIBRAÇÃO
A qualidade analítica dos resultados foi avaliada pela determinação de Hg
total através de intercalibração laboratorial.
Uma amostra de tecido muscular da espécie de peixe Meka (Xiphias gladius)
foi analisada no Laboratório de Controle Físico-Químico da Faculdade de Veterinária
da UFF pelo método de EAA-VF. Em seguida, duas amostras do mesmo exemplar
foram analisadas no Centro de Tecnologia Mineral (CETEM), situado no campus da
Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ).
A primeira amostra foi analisada pela técnica de espectrometria de absorção
atômica (EAA) realizada no analisador portátil modelo RA-915+, acoplado a um
aparelho de pirólise para sólidos Lumex, modelo RP-91C, onde o valor da
concentração de Hg total representa a média aritmética de três determinações.
68
A outra amostra foi analisada em um laboratório especializado em análise de
Hg situado no CETEM, o Laboratório de Especiação de Mercúrio Ambiental (LEMA),
através da técnica de espectrometria de absorção atômica de vapor frio (EAA-VF), a
mesma utilizada no presente estudo.
A tabela a seguir demonstra os valores obtidos em cada técnica:
Tabela 1. Valores da concentração da Hg total obtidos no exercício de
intercalibração, metodologia empregada e local de análise.
Método
EAA-VF EAA-VF Lumex (EAA)
Laboratório
UFF CETEM CETEM
Hg total (µg·g
-1
)
0,78 0,83 0,86
Os resultados das análises da intercalibração não apresentaram diferença
significativa, caracterizando a seguridade na técnica empregada durante este
estudo.
3.4 TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS RESULTADOS
O tratamento estatístico dos resultados obtidos constou de uma análise
descritiva simples e comparação das médias de concentração de Hg total obtidos
em cada exemplar estudado por análise de variância (ANOVA) e pelo teste não
paramétrico de Friedman com objetivo de comparar a magnitude das variações.
Outra análise estatística utilizada para interpretação dos resultados foi o Coeficiente
de Correlação de Pearson, onde foi medido o grau de correlação entre as variáveis.
O programa computacional utilizado foi o Bio Stat 2,0 (AYRES et al., 2000).
4 RESULTADOS
Os resultados obtidos neste estudo são apresentados a seguir, para cada
espécie, através de tabelas e figuras.
Os dados relativos aos pesos individuais, comprimento e teor de Hg total em
µg.g
-1
dos 24 exemplares de acarás (Geophagus brasiliensis) estudados são
apresentados na tabela 2
O menor tamanho dentre os exemplares estudados foi de 12 cm e, o maior,
16 cm, com valor médio de 14,06
+ 1,08 cm. Com relação ao peso, o exemplar que
apresentou menor valor foi 85,21 g e, o de maior peso foi 185,70 g, com peso médio
de 124,04
+ 26,09 g. Com relação à concentração de Hg total, o valor mínimo
observado foi de 0,001 µg.g
-1
e o máximo de 0,105 µg.g
-1
, com teor médio de 0,015
+ 0,023 µg.g
-1
. Esses resultados podem ser melhor visualizados na tabela 3.
Os dados relativos aos pesos individuais, comprimento e teor de Hg total em
µg.g
-1
dos 18 exemplares de tainha (Mugil sp.) estudados são apresentados na
tabela 4.
Com relação aos exemplares desta espécie, o menor tamanho foi de 22 cm e
o maior, 30,2 cm, com valor médio de 25,15
+ 1,97 cm. Quanto ao peso, o exemplar
que apresentou menor valor foi 189,86 g e, o de maior peso foi 416,44 g, com peso
médio de 267,24
+ 54,29 g. O valor mínimo da concentração de Hg total observado
foi de 0,002 µg.g
-1
e o máximo de 0,063 µg.g
-1
, com teor médio de 0,011 + 0,014
µg.g
-1
. Esses resultados podem ser melhor observados na tabela 5.
70
Tabela 2. Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de acará (Geophagus brasiliensis) capturados na
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Amostra Peso (g)
Comprimento standard
(cm)
Hg total (µg.g
-1
)
A1 108,23 13,5 0,013
A2 119,47 14,0 0,105
A3 85,21 13,0 0,018
A4 153,16 15,5 0,035
A5 109,83 12,5 0,065
A6 125,32 14,5 0,010
A7 108,20 12,0 0,009
A8 87,22 13,0 0,004
A9 129,00 15,0 0,002
A10 180,18 16,0 0,005
A11 98,00 14,0 0,007
A12 104,33 14,0 0,007
A13 124,47 14,0 0,007
A14 109,73 13,5 0,017
A15 152,00 15,5 0,003
A16 158,48 15,0 0,011
A17 109,56 12,5 0,001
A18 134,34 14,5 0,006
A19 185,70 16,0 0,005
A20 136,82 14,5 0,006
A21 118,37 14,0 0,008
A22 122,39 14,0 0,005
A23 109,14 13,5 0,008
A24 107,77 13,5 0,005
Tabela 3. Valores mínimos e máximos, média e desvios padrão de peso total (g),
comprimento standard (cm) e concentração de Hg total (µg.g
-1
) em
exemplares de acará (Geophagus brasiliensis) capturados na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Valor
mínimo
Valor
máximo
Média
aritmética
Desvio
padrão
Peso (g)
85,21 185,70 124,04 26,09
Comprimento
standart (cm)
12,0 16,0 14,06 1,08
Hg total (µg.g
-1
)
0,001 0,105 0,015 0,023
71
Tabela 4. Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de tainha (Mugil sp.) capturados na Lagoa Rodrigo
de Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Amostra Peso (g)
Comprimento
standard (cm)
Hg total
(µg.g
-1
)
T1 192,31 24,5 0,002
T2 291,69 30,2 0,063
T3 287,46 26,0 0,021
T4 273,12 24,8 0,018
T5 203,78 25,0 0,002
T6 277,98 25,0 0,008
T7 240,8 24,28 0,005
T8 229,1 23,0 0,007
T9 208,42 22,0 0,013
T10 416,44 28,5 0,004
T11 295,0 27,0 0,010
T12 251,64 23,5 0,011
T13 279,33 25,0 0,004
T14 278,03 25,0 0,008
T15 325,31 26,0 0,006
T16 294,33 25,7 0,004
T17 275,67 24,3 0,017
T18 189,86 23,0 0,004
Tabela 5. Valores mínimos e máximos, média e desvio padrão de peso total (g),
comprimento standard (cm) e concentração de Hg total (µg.g
-1
) em
exemplares de tainha (Mugil sp.) capturados na Lagoa Rodrigo de Freitas,
Rio de Janeiro (RJ).
Valor
mínimo
Valor
máximo
Média
aritmética
Desvio
padrão
Peso (g)
189,86 416,44 267,24 54,29
Comprimento
standart (cm)
22,0 30,20 25,15 1,97
Hg total (µg.g
-1
)
0,002 0,063 0,011 0,014
72
Os dados relativos aos pesos individuais, comprimento e teor de Hg total em
µg.g
-1
dos 18 exemplares de robalo (Centropomus sp.) estudados podem ser
visualizados na tabela 6.
Tabela 6. Peso total (g), comprimento standard (cm) e concentração de Hg total
(µg.g
-1
) em exemplares de robalo (Centropomus sp.) capturados na Lagoa
Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Amostra Peso (g)
Comprimento
standard (cm)
Hg total
(µg.g
-1
)
R1 217,83 28,0 0,032
R2 221,74 28,0 0,028
R3 198,16 27,3 0,041
R4 138,65 24,5 0,026
R5 196,72 27,0 0,015
R6 277,18 31,0 0,021
R7 217,24 28,2 0,021
R8 171,82 27,1 0,020
R9 213,24 27,7 0,022
R10 139,42 24,6 0,026
R11 271,36 30,3 0,033
R12 158,12 27,9 0,020
R13 187,41 25,7 0,025
R14 198,79 27,0 0,029
R15 219,58 28,0 0,032
R16 176,29 29,0 0,020
R17 191,74 26,0 0,022
R18 166,87 27,0 0,019
Para as amostras de robalo, o menor tamanho foi de 17,2 cm e o maior, 31,0
cm, com valor médio de 26,92
+ 2,86 cm. Com relação ao peso, o exemplar que
apresentou menor valor foi 138,65 g e, o de maior peso foi 277,18 g, com peso
médio de 197,90
+ 51,27 g. Quanto à concentração de Hg total, o valor mínimo
observado foi de 0,015 µg.g
-1
e o máximo de 0,041 µg.g
-1
, com teor médio de 0,025
+ 0,006 µg.g
-1
. Esses resultados podem ser melhor observados na tabela 7.
73
Tabela 7. Valores mínimos e máximos, média e desvio padrão de peso total (g),
comprimento standard (cm) e concentração de Hg total (µg.g
-1
) em
exemplares de robalo (Centropomus sp.) capturados na Lagoa Rodrigo de
Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Valor
mínimo
Valor
máximo
Média
aritmética
Desvio
padrão
Peso (g)
138,65 277,18 197,90 51,27
Comprimento
standart (cm)
17,20 31,0 26,92 2,86
Hg total (µg.g
-1
)
0,015 0,041 0,025 0,006
Considerando as três espécies de peixes estudadas (acará, tainha e robalo),
verificou-se que o maior valor médio de Hg total foi observado nas amostras de
robalo (0,025 µg.g
-1
) e o menor valor nas amostras de tainha (0,011 µg.g
-1
). Por
análise de variância foi possível verificar que não houve diferença significativa ao
nível de 5% de probabilidade entre os teores médios de Hg total nos exemplares de
acará e tainha. Porém, entre os exemplares de acará e robalo, e tainha e robalo,
houve uma diferença entre a concentração de Hg total ao nível de 5% de
probabilidade.
Com relação a uma possível correlação entre o tamanho e o comprimento dos
exemplares e a concentração de Hg total, através do tratamento estatístico dos
resultados obtidos, verificou-se que tal relação não foi evidenciada para nenhuma
espécie com valores de R
2
bastante baixos (R
2
=0,001 – 0,31).
Entretanto, o maior valor individual foi observado em um exemplar de acará
(0,105 µg.g
-1
) e, o menor valor, de 0,001 µg.g
-1
também em uma amostra da mesma
espécie, caracterizando uma ampla dispersão desse valor.
74
Também foram analisados 10 exemplares de siris (Callinectes sp.) cujos
resultados relacionados a peso individual, comprimento da carapaça (largura) e teor
de Hg total estão descritos na tabela 8.
Tabela 8. Peso total (g), largura da carapaça (cm) e concentração de Hg total (µg.g
-1
)
em exemplares de siri (Callinectes sp.) capturados na Lagoa Rodrigo de
Freitas Rio de Janeiro (RJ).
Amostra Peso (g)
Largura da
carapaça (cm)
Hg total
(µg.g
-1
)
S1 203,25 13,0 0,06
S2 234,60 15,0 0,02
S3 119,90 12,0 0,025
S4 119,30 11,0 0,016
S5 292,80 15,0 0,02
S6 231,70 13,0 0,02
S7 204,90 13,5 0,02
S8 138,70 12,5 0,03
S9 135,40 12,0 0,014
S10 177,30 13,0 0,02
Esses resultados demonstram uma dispersão pequena com relação ao peso
dos exemplares (119,30 – 292,80), assim como para comprimento (11– 15 cm). Com
relação ao teor de Hg total, observou-se um teor médio de 0,023
+ 0,013 µg.g
-1
com
menor valor de 0,014 µg.g
-1
e maior valor de 0,060 µg.g
-1
.
Também não foi observada correlação entre peso dos siris e teor de Hg
(R
2
=0,08) nem entre tamanho dos siris (largura da carapaça) e o teor de Hg
(R
2
=0,02).
Com relação ao representante filtrador estudado, as cracas (Balanus sp.)
apresentaram teor médio de Hg total de 0,057
+ 0,016 µg.g
-1
com menor valor de
0,042 µg.g
-1
e o maior valor de 0,075 µg.g
-1
. Os valores individuais podem ser
observados na tabela 9:
75
Tabela 9. Concentração de Hg total (µg.g
-1
) em cracas (Balanus sp.) capturadas na
Lagoa Rodrigo de Freitas, Rio de Janeiro (RJ).
Pools de
cracas
Hg total
(µg.g
-1
)
C1 0,075
C2 0,042
C3 0,075
C4 0,042
C5 0,058
C6 0,042
C7 0,075
C8 0,042
C9 0,042
C10 0,075
Foi possível verificar com os resultados obtidos, que as cracas apresentaram
maior teor médio de Hg total que os siris e que existe uma diferença estatisticamente
significativa ao nível de 5% de probabilidade entre a concentração deste metal
nestas duas espécies de pescado (siris e cracas).
Com o objetivo de facilitar a observação dos valores médios de todos os
organismos estudados, os resultados de Hg total podem ser visualizados na tabela
10, onde são verificados os valores mínimos e máximos, as médias e os respectivos
desvios padrão.
Da mesma forma, os teores médios e os desvios padrão de cada organismo
podem ser observados, individualmente, na figura 18.
76
Tabela 10. Concentração de Hg total dos organismos estudados com respectivos
hábitos alimentares, valores mínimos e máximos, médias e desvios
padrão.
n
Hábito
alimentar
Valor
mínimo
de Hg
total
(µg.g
-1
)
Valor
máximo
de Hg
total
(µg.g
-1
)
Média
aritmética
(µg.g
-1
)
Desvio
padrão
Acará
(Geophagus brasiliensis)
24 iliófago 0,001 0,105 0,015 0,023
Tainha
(Mugil sp.)
18 iliófago 0,002 0,063 0,011 0,014
Robalo
(Centropomus sp.)
18 carnívoro 0,015 0,041 0,025 0,006
Siri
(Callinectes sp.)
10 onívoro 0,012 0,056 0,023 0,013
Craca
(Balanus sp.)
10
pools
filtrador 0,042 0,075 0,057 0,016
0,06
0,060
0,050
0,040
0,030
0,025
0,023
0,020
0,015
0,011
0,010
0,000
A
cará Craca Tainha Robalo Siri
-0,010
Teor Hg total (µg.g
-
1
)
Figura 18. Concentração média de Hg total dos organismos estudados com
respectivos desvios padrão.
5 DISCUSSÃO
O estudo sobre contaminação mercurial em representantes da biota aquática
de determinado ecossistema se reveste de grande importância visto que o maior
influxo deste elemento para o ser humano ocorre a partir do consumo de peixes.
Além disso, o grau de contaminação dos representantes filtradores serve como
bioindicador de poluição deste ambiente.
Vários autores relatam que a assimilação de Hg pelos peixes está
diretamente relacionada aos seus hábitos alimentares e que, dentre estes, os
carnívoros se destacam apresentando as maiores concentrações deste metal em um
ecossistema (SILVA et al., 1982; BOLDRINI e PEREIRA, 1987; WALKER, 1988;
LACERDA et al., 1990; EYSINK, 1991; LACERDA et al., 1994; HACON et al., 1997;
MIRLEAN et al., 2005; RÉGINE et al., 2005).
Os resultados encontrados nas três espécies de peixes utilizadas para este
estudo confirmam esses dados, visto que, a que apresentou maior teor médio foi o
robalo (Centropomus sp. – 0,025 µg.g
-1
), única espécie predadora utilizada, seguida
pelo acará (Geophagus brasiliensis – 0,015 µg.g
-1
) e pela tainha (Mugil sp. – 0,011
µg.g
-1
). Yallouz, Silva e Calixto [S. d.] evidenciaram teores muito superiores em
peixes capturados em Itaocara, na região de São Fidélis em 1999. Para o robalo, o
teor médio encontrado foi de 0,144 µg.g
-1
, para a tainha < 0,030 µg.g
-1
, e para os
exemplares de acará, 0,082 µg.g
-1
. Entretanto, para os autores, não ficou claro se
outros peixes carnívoros apresentariam teores próximos aos limites recomendados
se alcançassem peso maior, fato que também foi considerado em nosso estudo,
pois os peixes foram cedidos pelos pescadores e não escolhidos pelos autores.
Silva et al. (1983) e Boldrini e Pereira (1987) sugeriram que os teores de Hg
em peixes da baía de Santos e estuários de Santos e São Vicente também pode ser
78
explicada a partir dos hábitos de vida e alimentação. O bagre (Bagre bagre, Arius
spixii e Netuma barba) é uma espécie que ocorre em águas pouco profundas, em
fundo lodoso ou arenoso e que se alimenta de moluscos, crustáceos e outros
organismos bentônicos, sendo classificados como onívoros. O linguado (Achirus sp.)
e a tainha (Mugil sp.) se alimentam do fundo lodoso e de organismos que aí vivem
como as algas, sendo classificados como iliófagos. As espécies espada (Trichurus
lepturus), abrótea (Urophycis brasiliensis), pescada-cambacu (Cynoscion virescens),
corvina (Micropogonis furnieri), cangauá (Stellifer rastrifer) e pescada-foguete
(Macrodon ancylodon) são peixes carnívoros. Os teores médios de Hg total
encontrados nesses peixes foram 0,157 µg.g
-1
na musculatura de espécies iliófagas,
0,178 µg.g
-1
nas espécies onívoras e 0,380 µg.g
-1
nas espécies carnívoras.
Considerando o hábito alimentar dos peixes utilizados neste estudo, o teor médio de
Hg nas espécies iliófagas (acará e tainha) foi 0,015 e 0,011 µg.g
-1
, respectivamente,
e na espécie carnívora (robalo) foi de 0,025 µg.g
-1
, valores estes muito menores que
os encontrados pelos autores citados anteriormente.
Walker (1988) observou as maiores concentrações de Hg total nos
elasmobrânquios (0,13 – 3,15µg.g
-1
), seguido dos teleósteos (0,01- 0,73µg.g
-1
),
moluscos (0,01 - 0,11µg.g
-1
) e crustáceos (0,03 - 0,13µg.g
-1
). O autor justifica essas
maiores concentrações nos peixes elasmobrânquios e teleósteos com o fato da
maioria dos peixes de águas profundas serem piscívoros, ou seja, carnívoros que se
alimentam de peixes.
Eysink (1991) relatou a concentração de Hg total em peixes do reservatório
Rio Grande, evidenciando o teor médio mais elevado na musculatura da traíra (2,77
µg.g
-1
), que é uma espécie carnívora. O acará, espécie também estudada por nós,
apresentou teores mais baixos, de 0,44 µg.g
-1
, entretanto, bastante superiores aos
encontrados neste estudo, de 0,015 µg.g
-1
.
No estudo de Mandarino et al. (2000), os cascudos (Locariichthys sp.)
apresentaram o menor teor de Hg de 0,013
+0,010 µg.g
-1
(0,003 – 0,051), o que
provavelmente está relacionado ao hábito alimentar da espécie, que é iliófago, como
o acará utilizado neste estudo e que apresentou resultados semelhantes (0,015 µg.g
-
1
). O bagre (Rhamdia sp.), peixe que se alimenta de detritos orgânicos que se
encontram no fundo, apresentou teores intermediários, 0,062
+0,032 µg.g
-1
(0,009 –
0,120). A traíra (Hoplias malabaricus), peixe carnívoro e altamente predador,
apresentou os maiores teores, 0,087
+0,043 µg.g
-1
(0,009 – 0,206), confirmando o
79
hábito alimentar destes peixes e os valores encontrados em nosso estudo em
relação ao robalo.
Régine et al. (2005) analisaram peixes com diferentes hábitos alimentares na
Guiana Francesa (bacia amazônica), concluindo também que os hábitos alimentares
estão relacionados com a concentração de Hg, encontrando os mais altos níveis de
MeHg na porção muscular de espécies piscívoras.
Mirlean et al. (2005) compararam os resultados relativos aos teores de Hg na
biota aquática de lagos da região do sul do Brasil de acordo com o nível trófico dos
peixes estudados. Os autores sugeriram a ocorrência de biomagnificação no
ecossistema, com concentrações de 0,05 µg.g
-1
de Hg em peixes
herbívoros/frugívoros, 0,09 µg.g
-1
em peixes onívoros/detritívoros e 0,38 µg.g
-1
em
peixes carnívoros (piscívoros), sendo que alguns destes apresentaram limites
superiores ao limite recomendado pela WHO (1976). Estes dados concordam com
nossos resultados, que evidenciaram maior teor nas amostras de robalo, espécie de
peixe de hábito alimentar carnívoro. Considerando os resultados obtidos em nosso
estudo, também poderíamos sugerir um processo de bioacumulação, visto que os
peixes carnívoros ocupam o topo da cadeia trófica e apresentam o teor médio mais
elevado quando comparados aos outros peixes com hábitos alimentares distintos.
Entretanto, é importante salientar que a magnitude da bioacumulação do Hg
depende da própria espécie, do seu tempo de exposição, da taxa metabólica, da
idade, da qualidade da água e do grau de poluição da água pelo metal em questão,
além dos fatores considerados no presente estudo como tamanho e hábito alimentar
do peixe.
Considerando todos esses aspectos, pode-se sugerir que, independente do
grau de poluição do ecossistema, as espécies carnívoras sempre apresentarão
teores mais elevados quando comparado às outras espécies. Este fato pode ser
justificado pelo processo de bioacumulação e que está de acordo com nossos
resultados e dos resultados apresentados pelos autores supracitados.
A questão da correlação entre tamanho, peso e/ou idade dos organismos e a
concentração de Hg em seus tecidos, gera controvérsia na literatura. Em nossos
resultados, não foi evidenciada tal correlação em nenhuma espécie estudada.
Lacerda et al. (1990) estudaram a concentração de Hg em peixes dos rios
Madeira e Jacipará, em Roraima, e dos rios Muriaé, Paraíba do Sul e Paraibuna, no
Rio de Janeiro, locais com atividade garimpeira no Brasil. Os autores encontraram
80
os maiores valores em peixes de nível trófico elevado, como 2,70 µg.g
-1
no pintado
(Pseudoplatystoma fasciatus) e 1,43 µg.g
-1
no dourado (Salminus sp.).
Nos peixes da região de Carajás, na Amazônia, Lacerda et al. (1994)
encontraram resultados que variaram com espécie e tamanho do peixe, e hábitos
alimentares. Os peixes carnívoros apresentaram as maiores concentrações de Hg
total entre os peixes analisados, com 28% das amostras apresentando concentração
de Hg maior que o teor permitido pela WHO de 0,5 µg.g
-1
. Entre as espécies
carnívoras, aquelas representadas tipicamente por exemplares maiores (>10kg)
apresentaram maior concentração de Hg que as menores, que normalmente
possuíam menos de 2 kg de peso. As concentrações de Hg em espécies de peixes
herbívoros e detritívoros foram abaixo de 0,5 µg.g
-1
. Os resultados desses autores
ainda evidenciaram uma correlação positiva entre a concentração de Hg total e o
peso para as espécies mais predadoras estudadas, com R
2
= 0,70 (P<0,05, n = 12)
para o jáú (Paulicea lutkeni) e R
2
= 0,58 (P<0,01, n = 19) para piranha (Serrasalmus
nattererii), com maiores concentrações na musculatura de exemplares maiores.
Deste modo, estes autores observaram tanto a correlação da concentração de Hg
com os hábitos alimentares, como uma correlação positiva entre tamanho/idade com
o teor do metal. Este fato parece ser bastante típico em áreas de maior poluição
ambiental, principalmente, áreas de garimpo.
Também em uma região de garimpo, Mársico et al. (1999) analisaram
amostras de peixes carnívoros (Serrasalmus sp.) e encontraram teores médios de
Hg de 0,100
+0,054 µg.g
-1
(0,015 - 0,222). Os autores ainda observaram uma
correlação positiva significativa entre o tamanho dos espécimes analisados e a
concentração deste metal (R
2
= 0,91), resultado este que vem ao encontro das
considerações anteriores relativas às áreas de maior contaminação.
Em áreas não contaminadas, esta correlação, mesmo em espécies
consideradas predadoras nem sempre está presente. Liparisi et al. (2000)
correlacionaram o teor de Hg com o tamanho dos exemplares de peixes espada
(Trichurus lepturus) capturados em Itaipu, Niterói, não observando correlação
significativa (R
2
=0,321). Entretanto, os autores demonstraram uma tendência de
acréscimo do valor de Hg em relação ao tamanho do peixe, o que estaria de acordo
com a teoria de bioacumulação de Hg.
Em exemplares de cascudos (Loricariichthys sp.), bagres (Rhamdia sp.) e
traíras (Hoplias malabaricus), Mandarino et al. (2000) observaram uma correlação
81
fortemente positiva (R
2
= 0,86 para traíra e 0,91 para o bagre) entre os tamanhos dos
exemplares e a concentração de Hg, evidenciando a influência do hábito alimentar
das espécies. Contudo, pode-se considerar que a área de coleta, o Rio Paraíba do
Sul, possui vários pontos de garimpo, conforme descrevem Yallouz e Callixto (2002),
o que vem ao encontro das observações anteriormente relatadas de que esta
correlação é mais evidente em áreas mais contaminadas.
Em peixes marinhos, Sellanes et al. (2002) também não observaram uma
relação entre a concentração de mercúrio e o tamanho dos peixes. Porém, quando
efetuada uma análise por grupo de tamanho, foi encontrada uma correlação positiva
e significativa nas amostras com comprimento de até 40 cm. Os autores sugerem
que isso poderia estar relacionado ao fato de exemplares mais jovens serem mais
vorazes e, nesta fase, assimilarem uma quantidade maior do metal.
Evans, Kathman e Walker (2000) investigaram a concentração de Hg em siris
jovens (Callinectes sapidus) capturados em uma área contaminada com este metal,
no Mississipi, Estados Unidos. Em seguida, os animais foram mantidos sob
condições laboratoriais, sendo alimentados com peixes possuindo concentrações de
Hg superiores a 1.0 µg.g
−1
. Os autores observaram nos siris uma assimilação de Hg
de 76%, indicando uma alta eficiência nessa assimilação e uma lenta cinética de
excreção. Baseado nisso, os autores concluíram que tais organismos podem
biomagnificar o metilHg em cerca de duas a três vezes a concentração na
alimentação, ressaltando que a acumulação deste composto mercurial por
organismos aquáticos depende da duração e da magnitude de exposição.
Turoczy et al. (2001) determinaram a concentração de cádmio, cobre, zinco e
mercúrio em 15 exemplares de siris da espécie Pseudocarcinus giga no sudeste da
Austrália, local sem fonte de poluição por metais pesados. Os autores encontraram
teores de Hg de 1,2
+0,8 µg.g
-1
na musculatura das patas, valores estes bastante
superiores aos observados em nosso estudo, considerando que se trata de um
ecossistema sem fonte de poluição tóxica. Foi observada ainda uma correlação
entre concentração do metal e o tamanho da carapaça, fato também não observado
por nós, mas que pode sugerir que tal correlação está relacionada ao grau de
contaminação do organismo estudado, visto que altos teores foram determinados na
amostragem utilizada pelos autores supracitados.
Considerando o hábito alimentar dos siris, que são predominantemente
carnívoros, se alimentando de restos de peixes e de outros animais, Wakasa et al.
82
(2002) trabalharam com 75 exemplares deste crustáceo oriundos do litoral de Duque
de Caxias, Rio de Janeiro. Os autores encontraram teores médios de Hg total de
0,024
+0,021 µg.g
-1
(0,003 – 0,104), não evidenciando correlação entre a
concentração de Hg total, o tamanho e o peso, estando desta forma de acordo com
nossos resultados nesta mesma espécie, tanto com relação à correlação, quanto ao
teor médio observado na amostragem utilizada (0,023 µg.g
-1
).
Lewis et al. (2004) estudaram a contaminação por alguns metais traços,
incluindo o mercúrio, em siris (Callinectes sapidus) capturados em quatro distintos
locais no litoral da Florida, Estados Unidos. A dispersão dos valores médios de Hg
total observada foi bastante superior (0,780 e 1,837 µg.g
-1
) aos valores encontrados
nos siris capturados na Lagoa Rodrigo de Freitas (0,012 – 0,056 µg.g
-1
). Estes
resultados sugerem a hipótese de que as áreas estudadas pelos autores recebiam
maior afluxo de rejeitos contendo Hg.
As cracas (Balanus sp.) foram escolhidas para este estudo em função dos
trabalhos de Ireland (1974) e Walker (1975), que sugeriram o uso deste organismo
marinho como representante da biota que acumula altas concentrações de metais
em seus tecidos. Além disso, Niencheski e Baumgarten (2003) descrevem que, pelo
fato de serem animais sésseis e com intensa alimentação via filtração da água, são
importantes organismos bioindicadores e de relevância para a bioacumulação de
metais pesados, visto que possuem importância na alimentação de peixes e
crustáceos.
Walker (1975) relacionou as concentrações de zinco nos tecidos intestinais de
várias amostras de cracas à concentração deste metal no ambiente marinho, e
considerou uma relação entre esses dois parâmetros. O autor encontrou acúmulo de
zinco nos tecidos intestinais na forma de discretos grânulos, principalmente nas
células do parênquima que circundam o intestino. Além disso, encontrou teores
maiores de zinco em cracas quando comparou com os teores de outros organismos
marinhos, sugerindo a utilidade de cracas como bioindicadores de poluição por
zinco. Embora não tenhamos estudado este contaminante e, considerando os
resultados obtidos para Hg total e o diminuto tamanho dos exemplares estudados,
também podemos sugerir a utilização das cracas como bioindicadores de poluição
por Hg na Lagoa Rodrigo de Freitas, visto que não existe neste ecossistema
nenhum outro tipo de organismo filtrador.
83
A utilização das cracas também foi sugerida como bioindicador do grau de
poluição por zinco, chumbo, cobre e manganês por Ireland (1974), que estudou
estes metais nesta espécie em rios próximos a locais de mineração em South Wale,
em diferentes épocas do ano e em dois locais com características ambientais
semelhantes.
Comparando os diferentes organismos utilizados no presente estudo, torna-se
relevante avaliar o trabalho de Cappon e Smith (1982), que estudaram a quantidade,
a forma química e a distribuição de mercúrio e selênio em peixes e outros
organismos marinhos como moluscos e crustáceos (mariscos, mexilhão, ostra,
caranguejo, camarão, polvo e lula). Os autores concluíram que, ao contrário do
peixe, os outros representantes marinhos (exceto o camarão) apresentavam o Hg
inorgânico como a forma predominante nos tecidos comestíveis, com média de
60,8% do total de Hg. Apesar dos autores considerarem que os valores de metilHg
representaram um número limitado de amostras, podendo não ser característico
para esses organismos marinhos, eles afirmam que estes podem não ser capazes
de metilar o Hg inorgânico tão efetivamente quanto os peixes. Já a maioria do
mercúrio total das amostras de peixe estava presente como metilHg (53 a 92%).
Tal conclusão pode ser confirmada quando analisamos os dados de Andersen
e Depledge (1997), que estudaram a concentração de Hg total e de metilHg em
peixes, siris, moluscos e cracas comestíveis do arquipélago de Açores. O teor médio
de Hg total encontrado na musculatura dos siris foi de 0,725 µg.g
-1
(0,412 – 1,371) e
nas cracas foi de 0,072 µg.g
-1
(0,036 – 0,189). Destas concentrações, o teor médio
de metilHg nos siris foi de 0,660 µg.g
-1
(0,375 – 1,231), o que corresponde a 91% da
quantidade de Hg total; e nas cracas foi de 0,039 µg.g
-1
(0,013 – 0,085), equivalente
a 54% do Hg total. Esta maior porcentagem da forma orgânica do Hg nas amostras
de siris caracteriza o lançamento de Hg inorgânico neste ecossistema e sugere
metilação deste metal. Nas amostras de cracas utilizadas neste estudo, observou-se
um teor médio de Hg total de 0,057 µg.g
-1
, valor este menor que os descritos pelos
autores acima citados, mas que, se considerarmos a pouca eficiência do processo
de metilação nesta espécie, sugerida pelos mesmos, também podemos considerar
que esteja havendo despejo de formas inorgânicas de Hg neste ecossistema, e de
forma contínua. Desta maneira, fica evidente a questão da biomagnificação e de que
organismos de tamanho diminuto e sésseis, como as cracas, assimilem Hg da
massa d’água, visto que são filtradores.
84
Sobre dados referentes a contaminação da Lagoa Rodrigo de Freitas por
metais pesados, foram encontrados valores acima dos limites aceitáveis de cobre,
zinco e níquel no fígado de cinco robalos, duas ubaranas e duas tainhas. Este
estudo foi realizado em 2005 a pedido da CDMA (ESTADAO, 2005). Entretanto, os
metais foram pesquisados no fígado, parte não comestível, e em amostragem muito
reduzida, podendo não caracterizar o verdadeiro perfil de contaminação por metais.
São poucas as informações existentes sobre as concentrações de Hg nos
tecidos dos organismos aquáticos que poderiam ocasionar a morte dos próprios
organismos. Peixes e moluscos encontrados mortos em Minamata (EPA, 1976)
continham de 9 a 24 µg.g
-1
de Hg em base úmida, concentrações que
provavelmente foram letais. Deste modo, torna-se relevante o fato de,
possivelmente, a mortandade de peixes que ocorre na lagoa em determinadas
épocas não está relacionada com a poluição tóxica, e sim com a poluição orgânica.
Ainda que não tenhamos estudado os níveis de Hg nas águas da lagoa,
Eysink (1991) ressalta o fato de que, mesmo não se evidenciando o Hg na água, ou
com teores baixos, não há segurança quanto à adequação deste ambiente para
criação de peixes. Segundo o autor, mesmo com baixos níveis de Hg na água,
podem ser encontradas concentrações bastantes significativas ao se analisar os
organismos deste ecossistema, especialmente nas espécies carnívoras.
Pode-se dizer então que os organismos aquáticos são ótimos indicadores da
presença de Hg e que, de uma forma geral, as concentrações deste metal
aumentam à medida que se chega ao final da cadeia alimentar. A este fato pode ser
acrescentado que geralmente os teores de Hg são mais elevados na musculatura do
que nas vísceras (EYSINK, 1991), aumentando a importância da monitorização do
ambiente, visto que a musculatura é a porção do pescado consumida na
alimentação.
6 CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES
De acordo com os resultados obtidos, pôde-se concluir que:
9 Dentre os peixes, foram observados maiores teores de Hg em exemplares
carnívoros (robalo), fato justificado pela relação nítida dos teores de Hg com o
hábito alimentar das espécies analisadas.
9 Considerando que não foi observada correlação entre Hg total e o tamanho
e/ou peso dos exemplares estudados, podemos sugerir, embasado em outros
estudos, que tal situação esteja relacionada ao grau de contaminação de um
ecossistema, pois baixos teores de Hg total foram encontrados nos
representantes filtradores da Lagoa Rodrigo de Freitas.
9 Nos peixes carnívoros, houve uma menor dispersão dos valores de Hg total,
assim como o maior valor médio, resultados estes que ressaltam a importância
da monitorização dos níveis de Hg na biota da lagoa e sugerem a possibilidade
de estar ocorrendo metilação no escossistema estudado.
9 Dentre os animais estudados, os siris apresentaram valores intermediários de Hg
total, não representando um organismo de primeira escolha para a avaliação de
contaminação mercurial da biota aquática.
9 As cracas foram os organismos que apresentaram o maior teor de Hg total,
podendo sugerir, baseado em dados da literatura, que esteja havendo
lançamento de Hg inorgânico na Lagoa Rodrigo de Freitas, ainda que em
quantidades pequenas.
86
9 Seria importante estudar um maior número de cracas além de verificar a
quantidade de metilHg e Hg inorgânico presentes nos tecidos moles destes
animais.
9 Os resultados obtidos servem de subsídios para uma ação mais efetiva dos
órgãos da saúde pública, no que se refere à liberação ou não do consumo de
pescado deste ecossistema, e acrescentam conhecimentos para a comunidade
científica relacionada à vigilância sanitária e ciência de alimentos.
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http://www.sbq.org.br/ranteriores/23/resumos/1394/index.html.
Acesso em: jan 2005.
______. CALLIXTO, T. M. P. A análise de peixe “in situ” e a possibilidade de
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ZAVARIZ, C.; GLINA, D. M. R. Avaliação clínico-neuro-psicológica de trabalhadores
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ZIFF, S. Amálgama : A Tóxica Bomba Relógio. São Paulo: Vega Lux, 1987. 210 p.
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