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UNIVERSIDADE FEDERAL DO CEARÁ
CENTRO DE CIÊNCIAS AGRÁRIAS
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA DE PESCA
JEAMYLLE NILIN
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DO SEDIMENTO DO
ESTUÁRIO DO RIO CEARÁ
FORTALEZA
2008
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JEAMYLLE NILIN
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DO SEDIMENTO DO
ESTUÁRIO DO RIO CEARÁ
FORTALEZA
2008
Dissertação submetida à Coordenação do
Programa de Pós-Graduação de Engenharia de
Pesca da Universidade Federal do Ceará, como
requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Engenharia de Pesca.
Orientador: Prof Dr. Tito Monteiro da Cruz Lotufo
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JEAMYLLE NILIN
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DO SEDIMENTO DO ESTUÁRIO DO RIO
CEARÁ
Dissertação submetida à Coordenação do Programa de Pós-Graduação de
Engenharia de pesca da Universidade Federal do Ceará, como requisito parcial para
obtenção do grau de Mestre em Engenharia de Pesca.
Aprovada em ___/___/______
BANCA EXAMINADORA
_____________________________________________
Profª Drª Letícia Veras Costa-Lotufo (Co-orientadora)
Universidade Federal do Ceará - UFC
_____________________________________________
Prof. Dr. Wladimir Ronald Lobo Farias (membro interno)
Universidade Federal do Ceará - UFC
_____________________________________________
Prof. Dr. Charrid Resgalla Júnior (membro externo)
Universidade do Vale do Itajaí - UNIVALI
iv
Avaliação da qualidade do sedimento do estuário do rio Ceará. Jeamylle Nilin,
2008. 95 p.Orientador Tito Monteiro da Cruz Lotufo. Programa de Pós-Graduação
em Engenharia de Pesca
RESUMO
A avaliação da qualidade do sedimento tem sido vista como a extensão
coerente e necessária de programas de avaliação dos recursos aquáticos. Os
sedimentos apresentam-se como o mais preocupante dos compartimentos devido
às características que favorecem a deposição e acúmulo de contaminantes.
Estudos anteriores mostraram que o estuário do rio Ceará vem sofrendo
contaminação por efluentes industriais e domésticos e que foi observada
toxicidade a embriões de ouriço do mar expostos as águas do estuário. O objetivo
do presente trabalho foi avaliar a qualidade ambiental de amostras de sedimento
do estuário do Rio Ceará, através de análises sedimentológicas, quantificação de
metais e através de bioensaios em vários compartimentos do sedimento. Foram
realizadas três Campanhas (Out/06, Jan/07 e Mai/07) em quatros estações ao
longo do estuário. Como local de referência foram amostrados sedimentos dos
estuários dos rios Malcozinhado e Pacoti. Análises de granulometria, carbonatos,
matéria orgânica e ainda a análise de Zn, Cu, Pb e Cr serviram para caracterizar
as estações. A toxicidade do sedimento integral foi avaliada em bioensaios com o
anfípodo Tiburonella viscana e o copépodo Nitokra sp.; enquanto que embriões
do ouriço do mar Lytechinus variegatus foram utilizados em testes na interface
sedimento/água e com elutriatos. A caracterização da toxicidade de elutriatos foi
realizada através de manipulações físicas e químicas para Avaliação e
Identificação de Toxicidade (AIT). Foi observado um gradiente em relação às
porcentagens de finos, matéria orgânica e metais com valores decrescendo na
direção da foz. De forma geral, as amostras coletadas no estuário do rio Ceará
foram tóxicas em todas as rotas de exposição. O teste com anfípodos mostrou
boa reprodutibilidade, enquanto que a reprodução de copépodos teve grandes
variações no controle, entre as Campanhas. Para ambos os testes com embriões
de ouriço do mar, a toxicidade foi elevada. A amônia parece ter contribuído para
toxicidade observada em amostras de elutriato, contudo manipulações de adição
de EDTA, Tiossulfato de sódio, aeração, filtração e Ulva sp. reduziram a
toxicidade das amostras sugerindo que além da amônia, metais, compostos
oxidáveis, voláteis e particulados contribuam para a toxicidade. A correlação
linear e a análise dos componentes principais entre os parâmetros abióticos,
metais e toxicidade demonstraram que os parâmetros pesquisados não explicam
totalmente a toxicidade observada nesse estudo. E apesar dos valores de metais
encontrados no rio Ceará serem baixos em relação a outros estuários
impactados, níveis elevados de toxicidade foram identificados em amostras de
sedimento da região.
v
Quality evaluation of the estuary sediment of the river Ceara. Jeamylle Nilin, 2008.
95 p. Advisor Tito Monteiro da Cruz Lotufo. Programa de Pós-Graduação em
Engenharia de Pesca
ABSTRACT
The evaluation of sediment quality has been seen as a consistent and necessary
extension of assessment programmes for water resources. Sediments are the
most concerning of the compartments due characteristics that favour the
deposition and accumulation of contaminants. Previous studies showed that the
estuary of Ceará River is suffering contamination by industrial and domestic
effluents, and that toxicity was observed in embryos of sea urchin exposed to
water of the estuary. The objective of the present study was to evaluate the
environmental quality of sediment samples from the estuary of Ceará River,
through sediment characterization, quantification of metals and bioassays in
several compartments of the sediment. Three Campaigns were conducted
(Oct/06, Jan/07 and May/07) at four stations along the estuary. As reference,
sediments of the estuaries of Malcozinhado and Pacoti rivers were sampled.
Analysis of granulometry, carbonate, organic matter and of the metals Zn, Cu, Pb
and Cr served to characterize the stations. Toxicity of the whole sediment was
evaluated in bioassays with the amphipod Tiburonella viscana and the copepod
Nitokra sp.; whilst embryos of the sea urchin Lytechinus variegatus were used in
tests at the interface sediment/water and with aqueous elutriates. The
characterization of the toxicity of elutriates was accomplished through chemical
and physical manipulation for the Evaluation and Identification of Toxicity (TIE).
We observed a gradient on percentages of mud, organic matter and metals with
values decreasing toward the mouth. In general, the samples from the estuary of
Ceará River were toxic on all routes of exposure. The test with amphipods showed
good reproducibility, whilst the reproduction of copepods showed large variations
in the control, amongst the campaigns. Toxicity was high for both tests with sea
urchin embryos. Ammonia seems to have contributed to the toxicity observed in
samples of elutriate, however, manipulation of addition of EDTA, Sodium
thiosulfate, aeration, filtration and the macroalgae Ulva sp. reduced the toxicity.
This suggests that apart from ammonia, other factors such as metals, and
oxidizable volatile and particulated compounds contribute to the toxicity. Linear
correlation and principal components analysis between abiotic parameters, metals
and toxicity demonstrated that the parameters investigated do not fully explain the
toxicity observed in this study. Despite the values of metals found in the Ceará
River were low relative to other impacted estuaries, high levels of toxicity were
identified in samples of sediment from the region.
vi
LISTA DE FIGURAS
Figura Descrição Pág.
Figura 1 - Mapa da Região Metropolitana de Fortaleza (R.M.F.) e adjacências,
enfatizando os estuários dos rios Ceará Pacoti e Malcozinhado
10
Figura 2 - Mapa das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará 20
Figura 3 - Mapa da estação MC do estuário do rio Malcozinhado 21
Figura 4 - Mapa da estação PT do estuário do rio Pacoti 22
Figura 5 - Representação do aparato para quantificação de carbonatos. (Calcímetro de
Bernard)
24
Figura 6 - Draga para coleta de anfípodos. Foto: Cedida por Denis Abessa 26
Figura 7 - Teste de toxicidade aguda com anfípodo Tiburonella viscana (S.L.R. Melo &
D.M.S. Abessa, 2002). Fotos: Autor
27
Figura 8 - Teste de toxicidade crônica com copépodos Nitrokra sp. (Lotufo & Abessa,
2002). Fotos: Autor
29
Figura 9 - Fotografia do ouriço do mar L. variegatus. Foto: Autor 30
Figura 10 -
Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do
mar Lytechinus variegatus (Cesar, 2003). Foto: Autor
31
Figura 11 -
Zigoto com membrana de fertilização. Foto: Autor 32
Figura 12 -
Larvas Pluteus normal. Foto: Autor 33
Figura 13- Preparação dos elutriatos aquosos. Foto: Autor 34
Figura 14 -
Teor de chumbo (Pb) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
42
Figura 15 -
Teor de cobre (Cu) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
42
Figura 16 -
Teor de zinco (Zn) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas
42
Figura 17 -
Teor de cromo (Cr) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
43
Figura 18 -
Sobrevivência em porcentagem (média ± D.P) de anfípodos expostos a
amostras de sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
44
Figura 19 -
Prole de copépodos (média ± D.P. de copepoditos e naúplios) expostos a
amostras de sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
a
Média melhor que o controle.
46
Figura 20 -
Fotografias dos efeitos tóxicos observados no teste com a interface
sedimento/água. a. Células na 1ª divisão celular. b. Blástula. c. larva retardada.
d. Embrião destruído. Foto: Autor
47
Figura 21 -
Análise dos Componentes Principais (ACP) das variáveis, areia, lama, matéria
orgânica (M.O.), carbonatos (CaCO
3
) e toxicidade para anfípodo, copépodo e
ouriço (elutriato 25%) obtidas nas estações ao longo do estuário do rio Ceará
nas três Campanhas realizadas.
52
vii
LISTA DE TABELAS
Tabela Descrição Pág.
Tabela 1 - Resumo das manipulações da Fase I e possíveis compostos detectáveis 9
Tabela 2 - Datas das coletas de sedimento nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio
Ceará e nas estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT)
nas três Campanhas realizadas, e respectivos testes de toxicidade e datas de
execução. ELU = Elutriato; ISA = Interface sedimento/água; AIT = Avaliação e
Identificação da Toxicidade.
22
Tabela 3- Porcentagem de areia nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
38
Tabela 4- Porcentagem de lama nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
39
Tabela 5- Porcentagem de carbonatos nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e
nas estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
39
Tabela 6- Porcentagem de matéria orgânica nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio
Ceará e nas estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT)
nas três Campanhas realizadas.
40
Tabela 7- Teores certificados e obtidos para os metais analisados nesse estudo (padrão
1646 A-NIST)
40
Tabela 8- Resultado do teste de toxicidade na interface sedimento/água (média ± Desvio
Padrão - D.P.) de amostras das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e
das estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) na 2ª e 3ª
Campanhas.
47
Tabela 9- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de elutriatos aquosos de sedimento das estações 1,
2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das estações do estuário do rio
Malcozinhado (MC) na 2ª Campanha.
48
Tabela 10- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de elutriatos aquosos de sedimento das estações 1,
2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das estações dos estuários do rios
Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) na 3ª Campanha.
48
Tabela 11- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos
de sedimento da estação 1 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. *
ANOVA seguida de Dunnet. a,b,c ANOVA seguida de Newmann- Keuls.
49
Tabela 12- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos
de sedimento da estação 2 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. *
ANOVA seguida de Dunnet.
49
Tabela 13- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos
de sedimento da estação 3 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. *
ANOVA seguida de Dunnet. a,b ANOVA seguida de Newmann- Keuls.
50
Tabela 14- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.)
expostos a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos
de sedimento da estação 4 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. a;b
ANOVA seguida de Newmann- Keuls.
50
Tabela 15- Correlação para os dados obtidos nas estações do rio Ceará. p<0,05 51
Tabela 16- Correlações obtidas entre as variáveis, areia, lama, matéria orgânica (M.O.),
carbonatos (CaCO
3
) e metais e a toxicidade para anfípodo, copépodo e ouriço
(elutriato 25%), e os fatores dos Componentes Principais obtidas nas estações
ao longo do estuário do rio Ceará nas três Campanhas realizadas.
52
Tabela 17- Comparação dos resultados obtidos nos testes de realizados em todas as 53
viii
estações estudadas nas três Campanhas. ELU – elutriato a 25%. ISA –
Interface Sedimento/Água.
Tabela 18- Concentrações de metais em vários estuários. (valor mínimo/máximo) 59
Tabela 19- Concentrações de metais para o TEL “Threshold Effect Level” e PEL“Probable
Effect Level” (Environment Canadá, 1999)
60
ix
SUMÁRIO
RESUMO............................................................................................................... IV
ABSTRACT............................................................................................................ V
LISTA DE FIGURAS............................................................................................. VI
LISTA DE TABELAS ........................................................................................... VII
1. INTRODUÇÃO ................................................................................................... 1
1.1. Revisão Bibliográfica................................................................................................................ 3
1.2. Considerações sobre área de estudo ................................................................................... 10
1.2.1 Considerações sobre o estuário do rio Ceará .................................................................... 10
1.2.2. Considerações sobre o estuário do rio Pacoti ................................................................... 13
1.2.3. Considerações sobre o estuário do rio Malcozinhado....................................................... 14
1.2.4. Estudos prévios a cerca da qualidade ambiental dos estuários........................................ 15
2. OBJETIVOS......................................................................................................18
2.1. Geral ......................................................................................................................................... 18
2.2. Específicos............................................................................................................................... 18
4. MATERIAL E MÉTODOS .................................................................................19
4.1.Amostragem do sedimento ..................................................................................................... 19
4.2. Análises sedimentológicas .................................................................................................... 23
4.2.1. Distribuição granulométrica e teor de carbonatos ............................................................. 23
4.2.2. Teor de Matéria Orgânica .................................................................................................. 24
4.2.3 Análise das concentrações de metais-traço ....................................................................... 24
4.3. Testes de toxicidade ............................................................................................................... 25
4.3.1 Determinação dos Parâmetros Físico-Químicos ................................................................ 25
4.3.2.Teste de toxicidade com sedimento integral com anfípodo Tiburonella viscana ............... 25
4.3.3.Teste de toxicidade com sedimento integral com copépodo Nitokra sp. ........................... 28
4.3.4. Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do mar ......... 30
4.3.5. Teste de toxicidade com elutriatos com embriões de ouriço do mar ................................ 33
4.3.6. Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT)................................................................... 34
4.3.6.1. Adição de EDTA ......................................................................................................... 34
4.3.6.2. Adição de Tiossulfato de sódio................................................................................... 35
4.3.6.3. Filtração ...................................................................................................................... 35
4.3.6.4. Aeração ...................................................................................................................... 35
4.3.6.5. Ulva sp........................................................................................................................ 36
4.4. Análise dos dados de toxicidade com parâmetros abióticos e químicos ........................ 36
5. RESULTADOS..................................................................................................38
x
5.1. Características sedimentológicas ......................................................................................... 38
5.2 Características químicas ......................................................................................................... 40
5.3 Características ecotoxicológicas ........................................................................................... 43
5.3.1. Teste de toxicidade de sedimento integral com anfípodos ............................................... 43
5.3.2. Teste de toxicidade de sedimento integral com copépodos.............................................. 45
5.3.3. Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do mar ......... 45
5.3.3. Teste de toxicidade com elutriatos aquosos de sedimento com embriões de ouriço do mar
..................................................................................................................................................... 47
5.3.4. Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT)................................................................... 49
5.4. Análise dos dados de toxicidade com parâmetros abióticos e químicos ........................ 50
6. DISCUSSÃO .....................................................................................................54
7. CONCLUSÃO ...................................................................................................75
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.................................................................76
APENDICE 1 –......................................................................................................91
APENDICE 2 –......................................................................................................92
APENDICE 3 –......................................................................................................93
1
1. INTRODUÇÃO
Os usos tradicionais dos mangues até o início do século XX estavam
relativamente restritos às comunidades litorâneas que utilizavam essas áreas para
obtenção de alimentos, principalmente peixes, retirada de madeira para construções,
para lenha, para o preparo do tanino utilizado para tingir redes, etc. Segundo
Diegues (2001):
“A extração intensiva de madeira levou a Coroa Portuguesa já no
séc. XVIII a proibir o corte do mangue para a lenha. O alvará de 10 de julho
de 1760 do Rei D. José determina a proteção das árvores de mangue
reservando-as para a extração de tanino, usado no tratamento de couro.”
Mais recentemente os usos das regiões estuarinas vêm se diversificando. De
uma forma geral, no Brasil os estuários vêm sendo utilizados para a construção de
salinas; viveiros de aqüicultura; implantação de pólos químicos, petroquímicos e
mínero-metalúrgicos; construção de portos, expansão urbana, desde casebres a
condomínios de luxo, e ampliação de áreas agricultáveis (DIEGUES, 2001).
Dentre as importâncias sócio-econômicas e ecológicas dos estuários
podemos citar: proteção da linha de costa contra invasão do mar, controle de
erosão, reciclagem dos nutrientes, manutenção da biodiversidade dos ambientes
marinhos, dulcícolas e terrestres, fonte de subsistência e renda para a população
ribeirinha, dentre outras (DIEGUES, 2001; GORAYEB et al., 2005; ZEE, 2005a).
Em ambientes aquáticos costeiros é possível encontrar várias fontes de
degradação devido a crescente influência antropogênica. Substâncias químicas
orgânicas e inorgânicas, naturais ou sintéticas e resíduos sólidos contribuem
bastante para perda de qualidade dos recursos hídricos, em seus diversos
compartimentos. Os sedimentos apresentam-se como o mais preocupante dos
compartimentos devido às características que favorecem a deposição e acúmulo de
contaminantes.
Sedimentos podem ser definidos com o grupo de grãos minerais finos, médios
e grosseiros e partículas orgânicas que são encontrados no fundo de lagos, rios,
baías, estuários e oceanos. Eles são importantes componentes de ecossistemas
aquáticos porque propiciam um ambiente favorável ao desenvolvimento de diversas
2
espécies bentônicas base de teias alimentares, incluindo espécies de valor
econômico como camarões, caranguejos, lagostas, mexilhões, ostras, e espécies de
poliquetas, anfípodos, oligoquetas e insetos (ADAMS et al., 1992).
Recentemente, a avaliação da qualidade do sedimento tem sido vista como a
extensão coerente e necessária de programas de avaliação dos recursos aquáticos.
A premissa básica que vem sido usada para proteção da qualidade das águas é
restringir a ocorrência de compostos químicos na água abaixo de concentrações
conhecidas por seus efeitos crônicos a espécies testadas (ADAMS et al., 1992).
Seguindo esse raciocínio vários pesquisadores têm investido esforços na
caracterização e monitoramento de sedimentos de ambientes dulcícolas, marinhos e
estuarinos (CARR et al., 1996 a,b, 2001; LOSSO et al., 2004; VOLPI GUIRARDINI
et al., 2005; ANDERSON et al., 2007).
Tendo isso em vista, em 2004 foi publicada pelo Conselho Nacional do Meio
Ambiente – CONAMA, a Resolução nº 344, que “ estabelece as diretrizes gerais e os
procedimentos mínimos para a avaliação do material a ser dragado em águas
jurisdicionais brasileiras”, que adicionou os testes ecotoxicológicos como um
parâmetro auxiliar para a análise de qualidade de sedimentos, até então baseada
apenas na análise de contaminantes e parâmetros físicos.
No Estado do Ceará recentemente foi realizado um Projeto de Zoneamento
Ecológico e Econômico que caracterizou regiões litorâneas, dentre elas os estuários,
visando conhecer a atual ocupação e conservação desses ambientes e propor
novas diretrizes para ocupação e manejo sustentável. Os estuários foram
caracterizados quanto aos parâmetros físico-químicos, características hidrológicas,
geoambientais, identificação de metais, distribuição da fauna e diagnóstico
socioeconômico. No entanto, nenhum trabalho foi realizado no tocante a toxicidade
de amostras de água e sedimento da zona costeira.
Nilin et al. (2007) realizaram estudos ecotoxicológicos no estuário do Rio
Ceará, um dos três estuários da Região Metropolitana de Fortaleza (R.M.F.), com
amostras de água coletadas em quatro estações, sendo que duas delas próximas à
confluência com o rio Maranguapinho, que drena efluentes do Distrito Industrial de
Maracanaú, foram consideradas tóxicas principalmente no período chuvoso quando
o aporte fluvial foi maior. Baseado nos dados obtidos para amostras de água
superficial, esse presente estudo tem como objetivo avaliar a qualidade do
sedimento em estações distribuídas ao longo do estuário do rio Ceará.
3
1.1. Revisão Bibliográfica
Ecossistemas estuarinos são caracterizados pela mistura entre águas doces e
salgadas e por possuir grande quantidade de material sedimentar fino disperso na
coluna d’água, que é carreado para dentro do estuário por águas vindas do mar e
dos rios, acumulando-se em bancos de lama (McLUSKY, 1981). A mistura das
águas provoca mudanças na fisiologia dos animais que tendem a se adaptar às
mudanças abruptas.
Baseado na análise de vários trabalhos com abordagens fisiográficas e
biológicas, Elliott & McLusky (2002) propõem um conjunto de questões que
abrangem vários aspectos que definem a estrutura e o funcionamento dos
ambientes estuarinos. Características físicas, produção primária, presença de
consumidores e de predadores são levadas em consideração para delimitação do
ambiente estuarino. A fauna residente e os animais que passam parte da vida nos
estuários encontram grande oferta de alimentos, provindos da grande decomposição
da matéria orgânica local, e abrigo para reprodução e desenvolvimento.
A matéria orgânica, composta por produtos da excreção e decomposição de
animais e plantas, é vital para o funcionamento dos estuários, já que é a fonte de
alimento mais abundante. Uma pequena quantidade de matéria orgânica, bem
distribuída, contribui para o aumento da produção biológica total. Contudo as fontes
de enriquecimento orgânico nos estuários são variadas, e estão relacionados
principalmente com despejo de esgotos domésticos e industriais, resquícios de
fertilizantes utilizados na agricultura e pelo o uso intensivo dessas áreas para
cultivos de animais aquáticos (MCLUSKY, 1981). Quando em excesso a matéria
orgânica favorece a proliferação de bactérias que consomem o oxigênio da água e
sedimento.
Por (1994) considera esse ecossistema de grande importância econômica,
pois peixes e camarões passam parte de seu estágio juvenil vivendo da abundância
alimentar do estuário, retornando ao mar ou à cabeceira do rio para se
reproduzirem. Ainda conforme esse autor, cerca de 50% dos peixes capturados em
torno da costa brasileira são dependentes dos nutrientes provenientes dos estuários.
Os sedimentos são genericamente a matriz de materiais detríticos, orgânicos
e inorgânicos que compõem o fundo dos corpos d’água. Eles são geralmente
heterogêneos quanto aos padrões físicos, químicos e biológicos. Power & Chapman
4
(1992) consideram quatro componentes importantes do sedimento: a água
intersticial, que completa os espaços entre as partículas; a fase inorgânica,
composta por fragmentos de rochas, conchas, partículas minerais derivados da
erosão natural de materiais terrestres; a matéria orgânica, que regula a sorção e
biodisponibilidade de alguns contaminantes; e por fim os materiais derivados de
atividades antropogênicas.
Nos estuários há formação de depósitos de sedimentos finos que são
derivados dos rios e/ou do mar, ou ainda das lavagens dos solos adjacentes pelas
chuvas. Essa deposição é controlada pela velocidade das correntes e pelo tamanho
das partículas, sendo que os sedimentos mais grosseiros, seixos e areias, tendem a
depositar primeiramente enquanto que as partículas finas, as argilas e siltes
permanecem em suspensão na coluna d’água (MCLUSKY, 1981). Por conseguinte,
as águas dos estuários tendem a ser escuras e essas partículas eventualmente são
depositadas em bancos de lama. A velocidade de deposição está relacionada com
processos de floculação quando em contato com água do mar, uma vez que os sais
promovem o aumento das colisões e posterior agregação de partículas.
Ecossistemas estuarinos são considerados pontos-alvo, onde informações
sobre contaminação ao longo da bacia de um rio e sobre escalas e formas de
contaminação que entram no mar estão concentradas (KHLEBOVICH, IVANOV e
MAKEYEV, 1997). Os sedimentos representam um importante compartimento onde
é possível observar a integração e acumulação de diversos contaminantes.
Os principais contaminantes detectados nos sedimentos estuarinos são
metais (WEN et al., 1999; BAPTISTA NETO et al., 2006; GOMEZ-PARRA et al.,
2000; SILVA et al., 2001; LIU et al., 2003, WANG & LIU, 2003) hidrocarbonetos
(THOMAS et al., 1999; GEFFARD et al., 2003; ANDERSON et al., 2007), bifenilas
policloradas (CHAU, 2006), biocidas (STATON et al., 2002; BEJARANO et al., 2005),
considerados contaminantes persistentes; enquanto que amônia e sulfetos são tidos
como não persistentes (MACHADO et al., 2004; LOSSO et al., 2007).
A adsorção dos contaminantes no sedimento é um processo complexo e
pouco compreendido, e a biodisponibilidade, principalmente para organismos
bentônicos, é de grande interesse em estudos de qualidade de sedimentos. Na
opinião de Power & Chapman (1992) a única maneira de mensurar a
biodisponibilidade é mensurando ou determinando as respostas biológicas através
de testes de toxicidade.
5
Historicamente ensaios biológicos têm sido utilizados para avaliar o potencial
tóxico de contaminantes associados a sedimentos (NEBEKER et al., 1984; GIESY &
HOKE, 1989; BURTON, 1992), e desde a década passada foram desenvolvidos
métodos padronizados para esse tipo de análise ambiental e devido ao grande
impacto causado por atividades antrópicas, a freqüência do uso de bioensaios tende
a aumentar. (ENVIRONMENT CANADA, 1994; US ENVIRONMENTAL
PROTECTION AGENCY, 1994; AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND
MATERIALS, 1995).
Todavia ainda há discussões sobre quais as rotas de exposições são mais
relevantes para determinar a biodisponibilidade. Os contaminantes podem entrar em
contato com organismos através da captação direta da água intersticial e superficial
pelas paredes do corpo e sobre as superfícies respiratórias, e ainda através da
ingestão de partículas de sedimento (POWER & CHAPMAN, 1992).
Casado-Martínez et al. (2006) consideram que testes que expõem os
organismos a fase sólida do sedimento são mais confiáveis para identificação de
toxicidade, uma vez que os organismos estão expostos ao sedimento e água
intersticial. Esses autores encontraram melhor correlação entre os contaminantes e
a toxicidade de amostras de sedimento do que para amostras aquosas extraídas do
sedimento.
Por outro lado, Adams et al. (1992) avaliam que a transferência direta pelo
contato de químicos presentes no sedimento com os organismos, é a maior rota de
exposição para muitos animais aquáticos.
Do ponto de vista de proteção ambiental, todos os tipos de rotas a que os
organismos estão expostos são importantes. O ideal seria que em estudos de
análise da qualidade de sedimentos fossem utilizados um maior número possível de
espécies com diferentes modos de alimentação e estilos de vida.
No presente estudo foram trabalhadas três formas de exposição dos
organismos aos contaminantes através: do sedimento integral, da interface
sedimento/água e de elutriatos aquosos.
Vários autores apontam o teste com sedimento integral como uma boa
ferramenta para avaliação da qualidade de ecossistemas. Os organismos-teste
bentônicos mais utilizados são os anfípodos (ABESSA, 2002; HAN et al., 2005;
WIKLUND & BROMAN, 2005; ANDERSON et al., 2007; CESAR et al, 2007; MELO &
6
NIPPER, 2007) e os copépodos (MAGNUSSON et al., 1996; THOMAS et al. 1999;
HAGOPIAN-SCHLEKAT et al., 2001; FISHER & HOOK, 2002).
Tais testes buscam avaliar o potencial tóxico para os organismos que estão
em contato direto com o sedimento como um todo. Quando a toxicidade é indicada
nesses bioensaios, é presumido que alguns componentes do sedimento causaram
os efeitos biológicos observados. Entende-se por efeito biológico alterações no
desenvolvimento, diminuição no crescimento, na reprodução e até mortalidade.
Contudo, os sedimentos testados usualmente apresentam uma mistura
complexa de numerosos compostos tóxicos, dificultando a identificação dos
componentes exatos que causaram toxicidade no bioensaio. Análises químicas e
ecotoxicológicas têm grande importância na avaliação da qualidade ambiental,
porém quando analisadas de forma individual podem, inserir no estudo, dados com
grandes incertezas. Quando empregadas de forma integrada, essas ferramentas
geram informações mais confiáveis sobre a saúde ambiental.
Apesar das concentrações de certos contaminantes serem superiores na fase
sólida, quando comparados com a água superficial do sedimento, nem sempre é
possível estabelecer a quantidade biodisponível para os organismos (BURTON,
1992).
Bioensaios utilizando anfípodos geram informações sobre efeitos agudos de
contaminantes adsorvidos sobre as partículas do sedimento e testes com embriões
de ouriço geram informações sobre os efeitos crônicos dos contaminantes na fração
solúvel do sedimento ou na interface sedimento/água. Ambos os tipos de informação
são úteis para programas de monitoramento ambiental (CESAR, 2003).
Em geral, a exposição aguda envolve pequenos períodos do ciclo de vida dos
organismos, enquanto que na exposição crônica os organismos são expostos por
um ciclo completo, por exemplo, de zigoto a larva (equinodermos e moluscos, etc.).
Em certos casos o teste agudo é criticado por determinar apenas o estresse letal
causado pelo poluente. Dessa forma, testes crônicos que se baseiam em efeitos
sub-letais são amplamente indicados para avaliação de risco para o ambiente
(RAND et al., 1995).
Os testes de toxicidade com copépodos contemplam tanto os efeitos agudos,
quando avaliam a sobrevivência dos adultos, quanto os efeitos sub-letais que tem
como respostas reprodução, produção de ovos e tempo de desenvolvimento de
náuplios para copepoditos (MATIAS-PERALTA et al., 2005).
7
Testes de toxicidade com sedimentos são parte fundamental de estudos de
avaliações de qualidade de ecossistemas aquáticos, mesmo se os efeitos tóxicos
forem evidenciados diretamente na fase aquosa. Os contaminantes carreados
dissolvidos na coluna d’água tendem a permanecer no sedimento especialmente em
ambientes com baixa taxa de circulação como estuários (BURTON, 1992).
A camada superficial do sedimento apresenta uma alta atividade
biogeoquímica e a troca de solutos com a água adjacente ao sedimento é constante
e de grande importância para qualidade da água da interface, onde inúmeros
organismos bentônicos e larvas planctônicas vivem. Prósperi (2002) afirma que a
interface sedimento/água quando comparada com a coluna d’agua representa um
ambiente semiconfinado onde o tempo de residência do material particulado é
bastante longo.
Anderson et al. (1996) destacam que a exposição de organismos planctônicos
nessa faixa de interface é importante, pois a maioria dos testes com a fase sólida do
sedimento analisa os efeitos agudos, e este apresenta uma abordagem de efeitos
subletais. Além disso, expõe os organismos a mais uma rota de exposição onde não
há interferência com as partículas de sedimento que poderiam interferir nos
resultados.
De outra forma é possível avaliar a toxicidade de contaminantes que são
facilmente dispostos na coluna d’água seja por dragagens ou revolvimento do
sedimento causado, por exemplo, pelo hidrodinamismo, através de bioensaios com
elutriatos aquosos do sedimento. Os elutriatos são extraídos do sedimento, em geral
numa proporção de 1:4 sedimento/água (ARIZZI NOVELLI et al., 2006), por vários
processos de agitação (centrífuga, agitador magnético ou manual) que basicamente
reproduzem eventuais processos de mistura do sedimento com a água superficial
(U.S.EPA, 1992).
Em geral, estudos com fração aquosa utilizam larvas planctônicas como
forma de avaliar os possíveis efeitos para os organismos da coluna d’água. A
avaliação do desenvolvimento embrio-larval de equinodermos (VOLPI GHIRARDINI
et al., 2005; ARIZZI NOVELLI et al, 2006) e de moluscos (McDONALD, 2005;
LOSSO et al., 2007) são metodologias bastante utilizadas devido à facilidade de
execução dos testes, obtenção dos organismos e técnicas bem padronizadas.
Duas abordagens para testes envolvendo embriões de ouriço do mar são
comumente realizadas: teste de fertilização, onde um dos gametas é exposto a
8
amostra e em seguida é observada a taxa de fertilização; e o teste que avalia o
desenvolvimento embrio-larval (LONG et al., 2005).
Atualmente, a maioria dos estudos toxicológicos concentra-se em buscar os
efeitos de compostos químicos isolados ou de misturas com compostos com
mecanismos de ação semelhantes. No entanto no ambiente esses compostos
apresentam-se em misturas complexas e com diversos mecanismos toxicológicos
(STEEVENS & BENSON, 2000; HAGOPIAN-SCHLEKAT et al., 2001).
A Avaliação e Identificação da Toxicidade (AIT) tornaram-se uma ferramenta
extremamente útil para estabelecer a causa de efeitos tóxicos de amostras
ambientais complexas. Nessa técnica a amostra de efluentes, águas superficial e
intersticial, é subdividida em manipulações que especificam os grupos químicos que
influenciam a toxicidade.
A identificação de classes específicas de contaminantes é útil numa avaliação
inicial de um ambiente influenciado por diversas fontes de poluição, sendo possível
direcionar as pesquisas para determinadas classes, evitando assim gastos de tempo
e recursos em análises de contaminantes que não estão associadas com a
toxicidade. E adicionalmente, a identificação dessas classes serve para estabelecer
programas efetivos de remediação, uma vez que identificado o contaminante, fica
mais fácil relacionar com a fonte de descarga, e ações como regulação de emissão
ou até mesmo proibição podem ser tomadas pelos órgãos ambientais (BURGESS et
al., 1995).
Inicialmente a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA)
publicou esta metodologia para ser utilizada com efluentes industriais, mas
ultimamente alguns pesquisadores adaptaram para o uso em amostras de águas
superficiais e frações aquosas do sedimento (NORBERG-KING et al., 1991;
ANKLEY & BURKHARD, 1992; BURGESS, 2000; HO et al., 2002).
O objetivo dos métodos da AIT é a identificação de quais classes ou
compostos químicos específicos são responsáveis pela toxicidade através da
combinação de testes de toxicidade e manipulações químicas e físicas simples. Os
procedimentos da AIT são divididos em 3 fases : I- Caracterização, II- Identificação e
III- Confirmação (U.S. EPA , 1992).
A Fase I pretende caracterizar os compostos que causam toxicidade através
de manipulações que modifiquem ou suprimam a biodisponilidade de substâncias
com características similares (Tabela 1).
9
Na Fase II, empregam-se métodos de separação e/ou concentração dos
componentes da amostra dentro das classes de compostos identificados na Fase I.
Tais classes são metais, compostos orgânicos apolares, amônia e ácido sulfídrico.
A confirmação da toxicidade pelos compostos identificados nas Fases I e II, é
realizada na Fase III, através da análise das correlações das toxicidades observada
e esperada em função da concentração de determinado composto; sensibilidade de
pelo menos duas espécies em relação ao composto e a amostra total; balanço de
massa; e extração da amostra com resinas de troca iônica.
Manipulações
Detecta influência de
Adição de EDTA
Metais catiônicos (Al
+3
, Cd, Cu, Fe, Ag,
Ni, Zn e Mn
+2
)
Adição de Tiossulfato de sódio
Compostos oxidantes (clorados) e metais
catiônicos (Ag, Hg, Cu e Cd), brometos e
cloretos
Filtração
Sólidos suspensos e substâncias ligadas
a particulados
Aeração
Compostos voláteis e oxidáveis,
detergentes e amônia
Extração em coluna de C
18
Compostos orgânicos não polares,
hidrocarbonetos policíclicos aromáticos
(HAP) e pesticidas apolares
Graduação de pH
Compostos sensíveis a alteração de pH
(alguns metais e amônia)
Ulva sp.
Amônia
Tabela 1 - Resumo das manipulações da Fase I e possíveis compostos detectáveis
10
1.2. Considerações sobre área de estudo
A Figura 1 apresenta o mapa do Litoral do Ceará enfatizando a Região
Metropolitana de Fortaleza e os estuários estudados.
Figura 1 - Mapa da Região Metropolitana de Fortaleza (R.M.F.) e adjacências, enfatizando os
estuários dos rios Ceará, Pacoti e Malcozinhado.
1.2.1 Considerações sobre o estuário do rio Ceará
A bacia do Rio Ceará é um dos três principais recursos hídricos da Região
Metropolitana de Fortaleza (R.M.F.), capital do Estado do Ceará, situada na região
Nordeste do Brasil (Figura 1). Sua nascente fica na serra de Maranguape,
perfazendo as cidades de Maranguape, Caucaia e Fortaleza seguindo na direção
NO-NE por cerca de 60 km até a foz, na Barra do Ceará (SEMACE, 2003), formando
assim uma área total de 568,73 km
2
.
O estuário abrange uma área de aproximadamente 500 hectares de
manguezal, compondo um ecossistema litorâneo com presença de terrenos baixos
11
sujeitos à ação das marés, principalmente durante os períodos de estiagem, onde
existe a mistura da água doce dos rios com a água salgada das marés por até 8 Km
no interior do estuário.
Em termos hidrológicos é o segundo rio com maior volume de águas,
possuindo uma vazão média de 1 e 9 m
3
.s
-1
no período seco e chuvoso ,
respectivamente. O Rio Maranguape, conhecido como Maranguapinho, é um dos
principais afluentes do Rio Ceará entrando em confluência, com este, na região do
estuário, cerca de 5 km da foz (BRANDÃO, 1998).
Um diagnóstico geoambiental foi realizado na área tendo como intuito à
caracterização dos aspectos geomorfológicos, recursos hídricos e cobertura
vegetacional (BRANDÃO, 1998). Foi visto que a planície flúvio-marinha é criada a
partir da deposição de sedimentos predominantemente argilosos e arenosos
(Dunas) sendo também compostos por matéria orgânica em abundância, onde a
vegetação de mangue se desenvolve. O ritmo de deposição é determinado no
estuário, principalmente, por influência das marés. Os sedimentos finos em
suspensão, como silte e argila, floculam-se ao contato com o cloreto de sódio das
águas marinhas e terminam por depositarem-se nas margens da planície. Por outro
lado, as partículas areno-quartzosas tendem a acumularem-se no canal principal de
escoamento ou chegam até o oceano (MOREIRA, 2002).
As espécies vegetais características de manguezais são: Rhizophora mangle
(mangue vermelho), Laguncularia racemosa (mangue branco), Avicenia sp. e
Conocarpus erecta (mangue de botão). Essa vegetação tem grande valor, uma vez
que contribui significantemente para o enriquecimento desse ecossistema pela
decomposição de fragmentos de folhas, formando a base alimentar de inúmeras
espécies aquáticas e terrestres.
Além das espécies características de estuários, inúmeras espécies de
animais marinhos e dulcícolas utilizam esse ambiente de transição para reprodução
e crescimento. Segundo a SEMACE (2003) foram identificadas algumas espécies de
moluscos: Mytella falcata (sururu), Crassostrea rhizophorae (ostra); de crustáceos:
Aratus pisonii (aratu), Ucides cordatus (caranguejo-uça), de peixes: Sphoeroides
testudineus (baiacu de croa), Lycengraulis grossidens (arenque), Choroscombrus
chrysurus (palombeta); de aves: Casmerodius albus egretta (garça),Tigrisoma
lineatum marmoratum (socó-boi), Paroaria diminicana (galo de campina); e de
mamífero: Procyon cancrivorus cancrivorus (guaxinim).
12
Tendo em vista as características peculiares desse tipo de ecossistema que o
torna de extrema importância ecológica, em permanente estado de risco diante as
interferências antrópicas, foi criada através do DECRETO ESTADUAL Nº 25.413 de
29 de março de 1999, uma Área de Proteção Ambiental com um total de 2.744,89
hectares entre os municípios de Fortaleza e Caucaia. Todavia impactos ambientais
tais como alterações da paisagem natural pelo desmatamento, construção de
habitações e de favelas, exploração de areia e argila, falta de saneamento básico e
despejos de esgotos industriais, tratados ou não, no rio Maranguapinho, são
observados na região.
Segundo relatório técnico expedido pela SEMACE (2003) um dos principais
fatores de degradação natural que ocorre no estuário do rio Ceará é a ação dos
ventos que altera o ambiente causando deslocamento da desembocadura do rio,
assoreamento e soterramento de lagoas e áreas de mangue.
Dentre as degradações de origem antrópica indicadas nesse relatório estão:
• Ponte sobre o rio Ceará - Estrada Fortaleza-Caucaia
⇒ Ocupação desordenada e irregular nas margens do rio.
⇒ Lavagem de roupa dentro do rio
⇒ Acondicionamento de lixo nas margens e dentro do próprio rio.
⇒ Supressão da vegetação de mangue para fabricação de carvão.
• Bairro Vila Velha próximo a salina Ipiranga
⇒ Invasão do manguezal para a construção de casebres.
⇒ Falta de saneamento básico
⇒ Disposição inadequada de lixos próximos as casas
⇒ Surgimento de vegetação sucessora, modificando a paisagem
natural.
• Parque Leblon – Caucaia, próximo à foz.
⇒ Construção de casebres e barracas na faixa de praia.
• Galeria coletora da Estação Elevatória SD-2 da CAGECE - Riacho
SESI, próximo à foz.
⇒ Disposição de grande quantidade de lixo ao longo da galeria
contribui para perda da qualidade da água.
⇒ Lançamentos de efluentes líquidos na foz do rio
13
Além desses tipos de degradação expostos acima, outro agente poluidor para
o estuário é o efluente gerado pela grande industrialização no entorno do rio
Maranguape. Indústrias de galvanoplastia, plásticos, têxteis, matadouros, curtumes,
óleos, massas e refrigerantes lançam em suas descargas altas concentrações de
fenóis, substâncias sulfatadas, óleos e graxas e resíduos contendo metais como
cádmio, chumbo, cobre, cromo, níquel, mercúrio, zinco, ferro e manganês. Segundo
Juvêncio (1997) há um grande número de indústrias que não recebem tratamento
em seus efluentes sendo lançados na rede pública de drenagem ou mesmo nos
recursos hídricos próximos. Segundo a SEMACE (comunicação pessoal) dos 78
estabelecimentos industriais potencialmente poluidores, através de descarte líquido,
19 participam do monitoramento dos efluentes líquidos, onde são medidos
parâmetros físico-químicos, nutrientes, matéria orgânica e metais pesados.
1.2.2. Considerações sobre o estuário do rio Pacoti
O rio Pacoti nasce na serra de Baturité e apresenta um curso de
aproximadamente 130 km seguindo na direção sudoeste-nordeste. A bacia desse rio
perfaz cerca de 717,06 km
2
entre os municípios de Aquiraz, Eusébio e Fortaleza,
sendo que e o estuário em si, totaliza 150 km
2
.
A bacia do rio Pacoti é marcada pela presença de inúmeros açudes que
determinam o aporte fluvial no estuário. Ainda assim o fluxo gerado por este rio é o
de maior porte da R.M.F. com uma média de 1 e 19 m
3
.s
-1
no período de seca e
chuva, respectivamente (ZEE, 2005b). Devido às baixas cotas altimétricas e
reduzido aporte fluvial, a intrusão de águas salgadas contribui bastante para valores
de salinidade no estuário, que varia de 10 a 36.
Grande parte da bacia do rio Pacoti está contida em terrenos cristalinos,
sendo que ao se aproximar da R.M.F. passa a drenar terrenos sedimentares como
Formação Barreiras e Dunas.
A vegetação é composta pelo manguezal (158 ha), tabuleiros e dunas. As
principais espécies da mata de tabuleiros são Tabebuia avellanedae (pau d’arco),
Anacardium occidentale (cajueiro), Cordia trichotoma (freijó) e Pithecellobium
foliosum (arapiroca) (BRANDÃO, 1998).
14
A ictiofauna foi estudada pelo ZEE (2005c), e foram registradas a presença de
109 espécies de peixes na região estuarina, obtendo um status “satisfatório” em
relação ao número de espécies, espécies comerciais, de subsistência, importância
ecológica e espécies ameaçadas de extinção. Espécimes de Dasyatis guttata (raia
bico de remo), Acanthurus bahianus (lanceta), Cynoscion leiarchus (pescada-
branca) e Epinephelus itajara (mero) podem ser encontradas na região.
Gorayeb et al. (2005), destacam diversos impactos na região estuarina do rio
Pacoti, área de proteção ambiental desde 2000 (CEARÀ, 2000), associados ao mau
uso dos recursos hídricos por atividades turísticas, desmatamento na região de
dunas e manguezal, que desencadeiam a erosão e assoreamento, e como
resultado mais drástico a diminuição da biodiversidade. A especulação imobiliária
apresenta-se com o principal contribuinte para degradação local e a população
nativa se restringe à pequenas áreas onde vivem em condições precárias, muitas
vezes trabalhando em atividades econômicas informais, sendo uma delas a venda
de moluscos e crustáceos coletados no estuário.
1.2.3. Considerações sobre o estuário do rio Malcozinhado
A bacia do rio Malcozinhado perfaz uma área total de 380 km
2
que margeia os
municípios de Cascavel, Horizonte e Pindoretama a aproximadamente 100 km da
capital Fortaleza (Costa Leste), sendo que o estuário apresenta cerca de 279 km
2
.
A contribuição total do rio Malcozinhado e seus afluentes na região estuarina
é em média de 57,95 m
3
.s
-1
no período chuvoso e de 28 m
3
.s
-1
no período seco,
valores esses reduzidos devido ao processo de açudagem do rio no ano de 2002
(CEARÁ, 2004).
A descarga fluvial é completamente influenciada pelas variações sazonais
que governam o hidrodinamismo do sistema estuário. No período de estiagem
observa-se uma variação de salinidade de 12 a 38 com média 26,8. Já no período
chuvoso os valores para a salinidade ficaram entre 0 e 25. Vale salientar que a zona
de influência máxima das marés tem média aproximada de 10 km de distância da
foz.
A composição sedimentológica do estuário é formada predominantemente por
areia quartzosas e lamas argilosas. A ação das marés e dos movimentos eólicos
15
atuam diretamente na remobilização dos bancos de areia presentes na foz para o
interior do estuário. Na região central há predominância de lama arenosa decorrente
da contribuição de sedimentos argilosos da Formação Barreiras. Na região sul do
estuário a morfologia de talvegue é simplificada com pouca profundidade e há
concentração de lamas argilosas na margem dando um aspecto de planície de
inundação (CEARÁ, 2004).
A vegetação é constituída principalmente por espécies da caatinga e mata
ciliar, porém contêm alguns indivíduos de mangue na região estuarina. Espécies
como Rhizophora mangle, Lagunculara racemosa, Avicennia e Conocarpus erecta
apresentam inúmeros indivíduos. Entre as espécies de mangue e a vegetação de
dunas é possível encontrar espécimes do arbusto Dalgebegia hecastophyllum (bugi).
A ictiofauna local é basicamente marinha composta por Opisthonema oglinum
(sardinha bandeira), Arius spixii (Bagre), Mugil curema (Sauna) entre outras. Entre
os crustáceos é possível encontrar espécimes de Cardisona guanhumi, Uca sp.
(Uça), Ucides cordatus (Aratu) e Macrobranchium carcinus (camarão pitu) (ZEE,
2005c).
Os municípios que cercam a bacia do rio Malcozinhado vêm passando por
intenso processo de urbanização tanto em relação à população local como voltada
para expansão do turismo. Grandes mudanças ocorrem na paisagem desses
municípios causadas por construção de casas de veraneio e grandes
empreendimentos imobiliários como condomínios residenciais, hotéis, pousadas,
resorts, entre outros. A inexistência de um maior controle urbanístico promove uma
distribuição desordenada das terras que podem contribuir de forma negativa no
crescimento urbano (CEARÁ, 2004).
Devido a esse crescimento desordenado, setores como o esgotamento
sanitário e disposição de lixo urbano são precários. Todas as três cidades não
possuem rede de coleta de esgotos, embora Cascavel e Horizonte já possuam
propostas de implantação nesse setor. Segundo censo IBGE (2000) cerca de 70 %
do lixo gerado nas três cidades que compõe a bacia do rio Malcozinhado são
coletados. Contudo parte do lixo gerado é enterrada ou queimada pelos habitantes.
1.2.4. Estudos prévios a cerca da qualidade ambiental dos estuários
16
O Ceará é um Estado de economia pesqueira predominante na região
litorânea, e muitas comunidades ainda dependem da pesca e da fauna marinha para
sobreviver. O despejo de esgotos domésticos e industriais em bacias hidrográficas
adjacentes a zona costeira, afetam espécies tanto de ambientes dulcícolas como
marinhas, já que muitas delas passam parte do ciclo de vida na região estuarina.
Escouto (1996) ao analisar a distribuição de nutrientes no estuário do rio
Ceará verificou que a há uma variação elevada na vazão do rio durante o período
chuvoso que afeta diretamente as concentrações de amônia, nitrito, fosfato e sulfato
no sedimento, e matéria orgânica e fosfato no sedimento. As elevadas
concentrações de amônia e fosfatos caracterizam uma forte influência orgânica
derivada de esgotos domiciliares e industriais nas margens do rio Maranguapinho,
afluente do rio Ceará.
Em relação à contaminação por metais, Juvêncio (1997) concluiu que a
influencia de águas marinhas interfere na disponibilidade de metais tanto na água
como no sedimento, sendo que os teores na água tendem a ser maiores no período
seco. Os metais chumbo (Pb), cromo (Cr) e cádmio (Cd) foram relacionados com
descartes industriais. Já níquel (Ni), cobre (Cu) e zinco (Zn) foram originadas de
efluentes industriais e da composição natural das rochas locais. O autor relatou
também que Cr é o metal de maior distribuição seguidos de Zn, Ni, e Cu.
Aguiar (2005) ao avaliar os níveis de contaminação pelos metais cobre (Cu) e
zinco (Zn) através da distribuição e partição geoquímica dos metais, observou um
comportamento diferenciado nos estuários do rios Ceará e Pacoti, sendo que o
primeiro obteve teores maiores de metais relacionados principalmente a fontes
difusas de contaminação. Já no rio Pacoti o incremento de metais foi relacionado a
fontes litogênicas.
Vaisman (2003) encontrou níveis elevados de mercúrio (Hg) em ostras do
mangue nos estuários dos rios Ceará e Cocó, com concentrações características de
ambientes moderadamente poluídos. Já os rios Pacoti e Jaguaribe tiveram baixos
valores de Hg comumente encontrados em ambientes pouco impactados. Por
apresentar os níveis mais elevados de Hg, o estuário do rio Ceará foi escolhido para
um estudo mais detalhado e foi verificado que os níveis de bioacumulação foram
sete vezes maiores que os valores encontrados no sedimento e quatorze vezes em
relação ao material em suspensão.
17
Nilin et al. (2007) realizou o primeiro estudo abordando aspectos
ecotoxicológicos em estuários do Ceará. Foi realizado um monitoramento mensal de
amostras de água superficial do estuário do rio Ceará através de testes crônicos de
curta duração com embriões de ouriço do mar Lytechinus variegatus.
Dentre as quatro estações pesquisadas, duas apresentaram toxicidade
elevada durante todo o período chuvoso (Estação 1 e Estação 2) e período seco
(Estação 2). Tais estações são próximas da confluência com o rio Maranguapinho.
Já amostras coletadas na estação 3, localizada próxima a um estaleiro,
apresentaram toxicidade em 4 meses, de forma pontual. A estação 4, próxima à foz,
não revelou toxicidade em nenhum dos 11 meses pesquisados, sugerindo que os
contaminantes tenham sofrido diluição ou sedimentados na parte superior do
estuário. De forma geral a toxicidade foi bastante evidente no período chuvoso
quando há lixiviação dos solos, lavagem das ruas e aumento na vazão do rio.
Durante o período seco a salinidade foi sempre elevada até nas estações mais
internas evidenciando uma maior influência do mar sobre o estuário, contudo na
estação 2 (confluência) o efeito tóxico continuou elevado.
Apesar dos trabalhos citados revelarem um aporte de contaminantes nos
estuários, pouco foi estudado sobre as respostas biológicas de organismos expostos
a água e ao sedimento, seja por testes em laboratório ou in situ. Baseado nos dados
químicos e toxicológicos coletados no estuário do rio Ceará, o presente estudo tem
como objetivo principal avaliar a toxicidade do sedimento a partir de bioensaios com
frações sólidas e aquosas.
18
2. OBJETIVOS
2.1. Geral
Avaliar a qualidade ambiental de amostras de sedimento do estuário do Rio
Ceará, através de análises sedimentológicas, quantificação de metais e através de
bioensaios em vários compartimentos do sedimento.
2.2. Específicos
• Avaliar a sobrevivência do anfípodo Tiburonella viscana a amostras de sedimento
integral do estuário do rio Ceará.
• Avaliar a reprodução do copépodo Nitocra sp. exposto a amostras de sedimento
integral do estuário do rio Ceará.
• Avaliar o desenvolvimento embrio-larval do ouriço Lytechinus variegatus
expostos a elutriatos e na interface sedimento-água.
• Caracterizar a toxicidade de elutriatos através de manipulações físicas e
químicas para Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT).
• Caracterizar o sedimento nas estações de coleta através de análise de metais-
traço (Cr, Zn,Cu, Cd, Fe), carbonatos, matéria orgânica e granulometria.
• Avaliar a existência de um gradiente espacial de toxicidade.
19
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1.Amostragem do sedimento
As coletas foram realizadas em outubro/06 (1ª campanha), janeiro/07 (2ª
campanha) e maio/07 (3ª campanha) na região estuarina do Rio Ceará na margem
recém descoberta durante as marés de sigízia com maior amplitude coletas na baixa
mar) em quatro estações distintas (Figura 2): Estação 1 (E1) (03º43´076 S
038º37´185 W) localizada na chamada Salina dos Pombos que dista
aproximadamente 5 Km da foz do rio, onde antes funcionava uma salina. A Estação
2 (E2) (03º42´584 S 038º37´110 W) na foz do Rio Maranguapinho. A Estação 3 (E3)
(03º42´116 S 038º37´138 W) localizada a aproximadamente 3 Km da foz. E Estação
4 (E4) (03°41’976 S 038°35’525 W ) fica próxima a um estaleiro. As amostragens no
estuário do rio Ceará foram realizadas com auxílio de embarcações e as estações
foram escolhidas baseadas em dados de toxicidade em amostras de água superficial
relatados por Nilin et al. (2007).
As Campanhas foram realizadas entre os meses de outubro de 2006 e maio
de 2007, sendo que a primeira amostragem ocorreu durante o período seco com
índice pluviométrico de 3,2 mm no mês de outubro. Já a segunda e a terceira
Campanhas ocorreram durante o período chuvoso, no início (janeiro) com índice de
36,5 mm e no final (maio) com índice de 181,6 mm. O período chuvoso no ano de
2007 teve padrões de chuva característicos da região com um total de 1056,8 mm
(FUNCEME, 2008).
Pela impossibilidade de se obter um sedimento de referência, ou seja, um
sedimento não-tóxico, dentro do sistema estuarino do rio Ceará, foi necessário
amostrar sedimentos de outros estuários considerados menos impactados por
efluentes industriais e domésticos. A ausência de estudos de toxicidade nessas
áreas fez com que a escolha da estação fosse de forma aleatória levando em
consideração, principalmente a facilidade no acesso e granulometria aparentemente
similar as amostras do estuário do rio Ceará.
20
Figura 2 - Mapa das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará
Sedimentos do estuário do rio Malcozinhado (MC – 04º 05’ 340 S 38º 11’ 611
W - Figura 3) foram amostrados na 2ª Campanha e na 3ª Campanha e nesta
também foram coletados sedimentos do estuário do rio Pacoti (PT – 03º 50’ 057 S
38º 24’ 443 W – Figura 4). As amostragens nesses dois estuários não foi necessária
utilização de embarcações As datas das coletas e dos experimentos de toxicidade
estão listadas na Tabela 2.
A amostragem dos sedimentos seguiu método descrito por Burton (1992). Por
se tratar de sedimento estuarino altamente anóxico apenas frações do sedimento
presente na região poucos centímetros abaixo da superfície, foram coletados com
auxílio de pá plástica. Os sedimentos coletados de forma composta (8 a 10
pegadas) foram dispostos em bandeja plástica e homogeneizados. Em seguida, as
amostras foram distribuídas em sacos plásticos para análises de metais, teor de
carbonatos, teor de matéria orgânica e granulometria, e em frascos de polipropileno
de 1,5 L para os testes de toxicidade. As amostras foram mantidas refrigeradas à 4º
C até a realização das análises.
21
Figura 3 - Mapa da estação MC do estuário do rio Malcozinhado
Figura 4 - Mapa da estação PT do estuário do rio Pacoti
22
Estações
Data da coleta
Testes de toxicidade e Datas
de execução
1ª Campanha
E1 (rio Ceará) 05/10/2006
E2 (rio Ceará) 05/10/2006
E3 (rio Ceará) 05/10/2006
E4 (rio Ceará) 06/10/2006
12/12/2006
Teste com anfípodo
Teste com copépodo
2ª Campanha
E1 (rio Ceará) 22/01/2007
E2 (rio Ceará) 22/01/2007
E3 (rio Ceará) 22/01/2007
E4 (rio Ceará) 23/01/2007
MC (rio Malcozinhado) 25/02/2007
01/03/ 2007 Teste com anfípodo
06/03/2007 Teste com ouriço
(ELU, ISA)
09/03/2007 Teste com copépodo
3ª Campanha
E1 (rio Ceará) 17/05/2007
E2 (rio Ceará) 17/05/2007
E3 (rio Ceará) 17/05/2007
E4 (rio Ceará) 17/05/2007
MC (rio Malcozinhado) 19/05/2007
PT (rio Pacoti) 16/05/2007
01/06/2007 Teste com anfípodo
15/06/2007 Teste com ouriço
(ELU, ISA, AIT)
19/06/2007 Teste com copépodo
As análises de metais e teor de matéria orgânica foram realizadas no
Laboratório de Biogeoquímica Costeira, a determinação do teor de carbonatos e
análises granulométricas foram realizadas no Laboratório de Oceanografia Abiótica,
ambos do Instituto de Ciências do Mar da Universidade Federal do Ceará. Já os
testes de toxicidade foram realizados no laboratório do Núcleo de Estudos em
Poluição e Ecotoxicologia Aquática (NEPEA), da Universidade Estadual Paulista,
Campus Experimental do Litoral, Unidade de São Vicente - São Paulo. As amostras
destinadas aos testes de toxicidade foram transportadas em caixas de isopor
vedadas e imediatamente dispostas na geladeira após chegada ao laboratório até a
realização dos testes (Tabela 2).
Tabela 2 - Datas das coletas de sedimento nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas, e respectivos testes de toxicidade e datas de execução. ELU = Elutriato;
ISA = Interface sedimento/água; AIT = Avaliação e Identificação da Toxicidade.
23
4.2. Análises sedimentológicas
4.2.1. Distribuição granulométrica e teor de carbonatos
As amostras foram secas em estufa a aproximadamente 60 ºC por 5 dias E
em seguida, foram separadas frações de 100 gramas para distribuição
granulométrica. As amostras sofreram peneiramento úmido em malha 0,62 µm que
separa as frações finas (silte e argila < 0,62 µm) das frações grosseiras (areias 0,62
- 2,00 µm). O material grosseiro retido na peneira foi levado novamente à estufa
para secagem. Após a secagem, as amostras foram peneiradas por 15 minutos com
auxílio do agitador RO-TAP e do conjunto de peneiras “granutest”, seguindo
intervalos de meio Ø na escala de Went-Worth. Logo após, a fração retida em cada
peneira foi pesada para posterior classificação granulométrica de Shepard (1954).
Frações secas das amostras foram separadas para quantificação de
carbonatos (0,5 gramas) através do método Calcímetro de Bernard. As amostras
foram expostas ao ácido clorídrico 10% (2 mL) em erlenmeyer adaptado a um tubo
em sistemas de vasos comunicantes (Figura 5). A reação do carbonato existente
nas amostras em ácido libera gás carbônico fazendo com que a água presente no
tubo se desloque. Os valores obtidos são comparados com o deslocamento de 0,5
gramas do padrão de carbonatos (99%).
Figura 5 - Representação do aparato para quantificação de carbonatos. (Calcímetro de Bernard)
24
4.2.2. Teor de Matéria Orgânica
O teor de matéria orgânica total foi obtido através do método gravimétrico
pela combustão de 2,0 gramas de sedimento seco previamente a 60 ºC, em forno
mufla à 450ºC por 24 horas (LORING & RANTALA, 1992). As amostras foram
analisadas em duplicata e o teor de matéria orgânica [ MO ] analisada foi obtido pela
seguinte expressão:
[ MO ] = (m
c
x 100) / m
s
sendo:
m
c
= massa perdida após a calcinação
m
s
= massa do sedimento
4.2.3 Análise das concentrações de metais-traço
Os metais pesquisados foram cobre (Cu), zinco (Zn), cromo (Cr) e chumbo
(Pb). A concentração dos metais foi obtida através de digestão parcial de frações
secas de sedimento (4 gramas) sempre em duplicata. As amostras foram digeridas
em erlenmeyers de 125 mL, fechados com dedo frio, contendo 20 mL de água régia
diluída (50%) em banho-maria na faixa de 70 – 80º C por 2 horas (GONÇALVES
1993). Os extratos resultantes da digestão foram levados a espectrofotômetro de
absorção atômica de chama modelo AA-6200 da Schimadzu. A validação do método
se deu pelo uso de amostras padrões para sedimento estuarino 1646-A da NIST
(National Institute of Standards & Technology). O teor de cada metal [ Me ] analisado
foi dado pela seguinte expressão.
[ Me ] = ( C x V x f ) / m
C = concentração em µg/mL obtida através da curva de calibração do metal
V = volume total do extrato
F = fator de diluição do extrato original, quando necessário
m = massa do sedimento
25
4.3. Testes de toxicidade
4.3.1 Determinação dos Parâmetros Físico-Químicos
Os parâmetros físico-químicos: oxigênio dissolvido (O.D.) medido através de
um oxímetro portátil (YSI 550A); salinidade utilizando um refratômetro de mão
(Biobrix-221); temperatura medida por visualização em termômetro de mercúrio. A
leitura do pH (potencial hidrogeniônico) foi realizada, em cada réplica de campo,
após a chegada ao laboratório através de potenciômetro (Quimis Q-400A). A
quantificação de amônia foi realizada através de método colorimétrico com uso de
equipamento de leitura (Hanna HI93.
4.3.2.Teste de toxicidade com sedimento integral com anfípodo Tiburonella viscana
A utilização do anfípodo Tiburonella viscana - Amphipoda (Thomas & Barnard,
1983), em testes de toxicidade com sedimentos marinhos e estuarinos foi
padronizada por Melo e Abessa (2002). Este organismo escavador apresenta um
hábito alimentar predador/detritívoro, permanecendo em contato direto e quase
permanente com o sedimento e água intersticial e pode ser encontrado próximo a
bancos de gramíneas na zona interdital de várias praias arenosas de São Paulo
(NIPPER & MELO, 2007). Além disso, outros fatores igualmente importantes tornam
essa espécie indicada para estudos de toxicidade de sedimentos, tais como
abundância, ser um organismo autóctone e representativo, apresentar alta
sensibilidade a inúmeros contaminantes, apresentar boa sobrevivência no período
de aclimatação em laboratório e ótima reprodutibilidade nos experimentos e
demonstrar grande tolerância a vários fatores abióticos (MELO, 1993).
Os animais utilizados nos experimentos foram coletados na praia do Engenho
D’água, no município de Ilhabela, São Paulo (23º 48’ S – 45º 22’ W), juntamente
com o sedimento controle, com ajuda de uma draga especialmente confeccionada
para coleta de anfípodos (Figura 6).
O sedimento proveniente da Praia do Engenho
D’Água foi selecionado como controle pelos seguintes motivos: 1) é utilizado com
freqüência como controle em estudos ecotoxicológicos conduzidos pelo Laboratório de
Ecotoxicologia do Instituto Oceanográfico da Universidade de São Paulo (IOUSP) e pelo
laboratório do NEPEA-UNESP; 2) estudos anteriores indicaram que os sedimentos do
26
local apresentavam-se não tóxicos (ABESSA, 1998). 3) facilidade de coleta e 4) é o local
de origem dos organismos-teste.
Figura 6 - Draga para coleta de anfípodos. Foto: Cedida por Denis Abessa
Os animais foram levados para o laboratório do NEPEA em frascos plásticos
contendo sedimento e água, lá foram removidos para
uma bacia plástica com água do
mar filtrada e uma camada de aproximadamente dois centímetros de sedimento-
controle, com temperatura de 25 ºC, aeração e iluminação constantes e controladas por
um período de aclimatação de
2 ou 3 dias antes do experimento.
A água de diluição utilizada em todos os testes de toxicidade (exceto para
copépodos) trata-se de água do mar filtrada em membrana de celulose (0,45 µm),
coletada em mar aberto livre de fontes poluidoras.
O teste com anfípodos consiste na exposição de 10 espécimes aos
sedimentos por 10 dias e a análise final é a sobrevivência.
A montagem de cada experimento foi realizada um dia antes do início da
exposição dos organismos às amostras para uma boa estabilização do sistema
(Figura 7). O sedimento de cada estação foi homogeneizado e transferido (200 ml)
para potes de polipropileno com capacidade para 1 litro. Em seguida foi adicionado a
cada pote 700 ml de água do mar filtrada de forma a evitar uma ressuspensão do
sedimento. Quatro réplicas foram montadas para cada estação de coleta. A partir
desse momento foi inserido o sistema de aeração moderada em cada pote através
de um orifício na tampa, assegurando concentrações adequadas de oxigênio
dissolvido (O.D.). Além do O.D. (>3,0 mg.L), a salinidade (34-37), o pH (> 7,0) e a
temperatura (25 ± 2 ºC) foram monitorados, atentando principalmente para o
aumento da salinidade devido à evaporação. Em casos de O.D. abaixo da
27
quantidade necessária para sobrevivência dos organismos, o aumento da
intensidade de aeração foi ajustado no período de estabilização. Nos casos de
salinidade acima do indicado foi adicionada água destilada. Na 2ª Campanha
realizada foi mensurada também a concentração de amônia. Os cálculos da amônia
não ionizada foram realizados segundo especifica a U.S.EPA (1999).
Após 24 horas do preparo das réplicas, dez animais adultos saudáveis, que
apresentaram movimentação dos apêndices foram adicionados aos potes com ajuda
de uma pipeta de vidro com boca larga. A adição de fêmeas ovígeras foi evitada. Os
organismos que permaneceram na superfície foram afundados através de um toque
com a ponta da pipeta. Em seguida o sistema de aeração foi religado. Depois de
transcorrida uma hora da adição dos animais foi observado se havia algum
organismo boiando. Caso ainda houvesse animal emergido fez-se necessária a
Figura 7 - Teste de toxicidade aguda com anfípodo Tiburonella viscana (Melo & Abessa, 2002).
Fotos: Autor
10 dias com iluminação e
aeração constantes
10 organismos/réplica
200/700
ml de sedimento e
água do mar filtrada
Encerramento e contagem
dos vivos
28
troca por outro organismo. Durante o período do experimento (10 dias) os animais
não foram alimentados e a iluminação foi mantida constante, fazendo com que eles
permanecessem em contato máximo com o sedimento.
Decorrido o período de exposição, o sedimento de cada frasco-teste foi
peneirado através de malha de 0,5 mm de abertura e os animais encontrados foram
avaliados quanto à movimentação dos apêndices, em caso positivo foram contados
como vivos. Os anfípodos não encontrados ou sem movimentação foram
considerados mortos.
Foram calculados as médias e respectivos desvios-padrão para cada estação
e em seguida o teste t-Student foi aplicado para devidas comparações com o
controle (Ilhabela) através do programa GraphPad Prism versão 5.01 (GraphPad
Software, Inc).
4.3.3.Teste de toxicidade com sedimento integral com copépodo Nitokra sp.
A metodologia para o emprego do copépodo harpacticóide Nitokra sp. –
Copepoda, em estudos de toxicidade com amostras de sedimento e água intersticial
de regiões estuarinas foi padronizada por Lotufo & Abessa (2002). Espécies desse
gênero foram registradas no litoral brasileiro por Reid (1998). Os animais foram
obtidos do cultivo do Laboratório de Ecotoxicologia do IOUSP a partir de matrizes
coletadas na zona entre-marés de bancos de gramíneas marinhas na região do
complexo estuarino - lagunar de Cananéia-SP.
Assim como os anfípodos, esses animais apresentam hábito bentônico que
favorece a interação máxima com o sedimento. Outras características favorecem a
utilização desta espécie em estudos ecotoxicológicos como exemplo, facilidade no
cultivo, boas taxas de reprodução e sobrevivência na presença ou ausência de
sedimento, possuem um ciclo de vida relativamente curto (3 - 4 semanas), alta
sensibilidade a diversos contaminantes e por ter um pequeno tamanho necessita de
pequenas quantidades de amostras, assim como poucos recursos financeiros para
execução do teste (LOTUFO & ABESSA, 2002).
Este teste avalia os efeitos tóxicos de contaminantes na fração biodisponível
de sedimentos estuarinos a partir da análise da reprodução em 10 dias de
exposição.
29
Aproximadamente 2,0 gramas do sedimento homogeneizado (0,5
centímetros) foram postos em frascos de cintilação com volume final de 10 ml (4
réplicas/amostra). Foram adicionados nos frascos 5 ml de água do mar reconstituída
com salinidade de 17 com o cuidado para não ressuspender o sedimento (Figura 8).
Após 24 horas foram adicionadas a cada frasco-teste 10 fêmeas ovadas,
previamente separadas do cultivo, com ajuda de uma pipeta Pauster. A alimentação
consistiu na adição de 100 µL de uma mistura de levedura e água no início do
experimento. Os frascos foram mantidos sem aeração e sob temperatura constante
por 10 dias.
Findado os 10 dias, foi utilizada uma mistura de formalina 10% com corante
rosa de Bengala para fixação e coloração dos organismos sobreviventes. Os frascos
foram mantidos em repouso por 2-3 dias para melhor coloração dos animais (cor
rosa intenso). Os organismos foram retirados do sedimento com auxilio de uma
peneira de malha de porosidade de 45 µm. O material retido na peneira foi levado ao
microscópio estereoscópico onde foram identificados e classificados como fêmeas,
náuplios e copepoditos. Neste estudo apenas dados sobre reprodução serão
levados em consideração.
Figura 8 - Teste de toxicidade crônica com copépodos Nitrokra sp. (Lotufo & Abessa, 2002)
Fotos: Autor
Náuplios
Início
Término
Copepoditos
Fêmeas
30
A reprodução foi avaliada pela soma de copepoditos e naúplios através das
médias e desvios-padrão para cada estação e em seguida o teste t-Student foi
aplicado para devidas comparações com o controle (Ilhabela) através do programa
GraphPad Prism versão 5.01 (GraphPad Software, Inc).
4.3.4. Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do
mar
Lytechinus variegatus – Echinodermata (Lamarck, 1816) foi a espécie
utilizada para os testes com fração aquosa do sedimento e na interface
sedimento/água. Gametas e embriões de ouriço do mar são largamente utilizados
nas análises de toxicidade há várias décadas (KOBAYASHI, 1973; ZÚÑIGA et al; ,
1995), e particularmente no Brasil, têm sido usados como bons indicadores nos
estudos de poluição marinha e seus contaminantes (MASTROTI, 1997; PRÓSPERI,
1993). Características importantes para bons organismos-teste são encontradas
nessa espécie como alta sensibilidade, sincronismo no desenvolvimento,
embriologia bastante conhecida, além da facilidade de obtenção e manuseio
(MASTROTI, 1997, KOBAYASHI E OKAMURA, 2002).
Os ouriços foram coletados na Ilha da Palma na cidade de Santos–SP,
através de mergulho livre (Figura 9). Aproximadamente 20 espécimes foram
coletados e postos numa caixa plástica contendo água do mar e cascalho onde
foram envoltos em macroalgas retiradas do mesmo local. Assim foram transportados
até o laboratório do NEPEA. Os organismos foram mantidos nas caixas com
Figura 9 - Fotografia do ouriço do mar L. variegatus. Foto: Autor
31
salinidade 35 ± 2 e temperatura de 25 ± 2º C. Os experimentos com ouriço do mar
foram realizados no mesmo dia da coleta pelo fato do laboratório não dispor de
aquários para manutenção dos animais.
O teste de toxicidade da interface sedimento/água teve metodologia
padronizada pela norma da Associação Brasileira de Normas e Técnicas (ABNT)
NBR15350. Os testes realizados no presente estudo foram executados como base
nessa norma com algumas modificações sugeridas por Cesar (2003).
Este teste tem como objetivo verificar a influência de contaminantes presentes
na água localizada imediatamente acima do sedimento que possam ter efeitos
nocivos a organismos planctônicos.
Para a exposição à água da interface sedimento/água foram necessários que
2,0 gramas das amostras homogeneizadas fossem transferidos com auxílio de uma
seringa com capacidade de 5 mL para tubos de vidro de 15 mL, tento cuidado para
não deixar vestígios de sedimento nas paredes do tubo. Em seguida foi inserido
dentro de cada tubo (4 réplicas por amostra) com auxílio de um bastão de vidro, uma
malha de 15 µm, um centímetro acima do sedimento para evitar o contanto direto
dos embriões com o sedimento. Em seguida 8 mL de água do mar filtrada foram
adicionados em cada tubo (Figura 10). Os tubos foram deixados em repouso por 24
horas. O mesmo procedimento foi realizado com tubos controles contendo apenas
água de diluição.
Os métodos de extração e fecundação dos gametas foram os mesmos para
todos os testes envolvendo embriões de ouriço.
Figura 10 - Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do mar
Lytechinus variegatus (Cesar, 2003). Foto: Autor
Sedimento
Malha
Água de diluição
32
Para a eliminação de gametas foi injetado cerca de 3,0 mL de cloreto de
potássio (KCl) 0,5 M na cavidade celômica do animal. Os óvulos foram coletados em
um béquer (400 mL) com água do mar filtrada (filtro 0,45 µm), estando o animal com
a superfície oral voltada para cima. Após a eliminação, essas células foram lavadas
por decantação em uma proveta (300 mL) para que houvesse a remoção da camada
gelatinosa que envolve o óvulo, promovendo dessa forma uma rápida fecundação.
Este processo foi repetido por mais duas vezes. Os espermatozóides concentrados
foram coletados por meio de uma pipeta Pasteur e conservados na geladeira até o
momento de uso.
Após a decantação, os óvulos foram ressuspendidos em um béquer (1 L) com
água do mar filtrada. Para preparar os espermatozóides para a fecundação foi
acrescentado 0,05 mL de suspensão concentrada de espermatozóides em 1 mL de
água do mar filtrada, que foi então acrescentado ao béquer com óvulos. Passados
cerca de dois minutos, a presença da membrana de fertilização foi observada,
através de visualização em microscópio óptico, confirmando-se a fecundação
(Figura 11). Após esse procedimento, a concentração de ovos no béquer pôde ser
determinada pela contagem de 3 alíquotas ao microscópio óptico.
Após a fecundação foram adicionados aos tubos cerca de 500 ovos. Os
tubos foram mantidos sob temperatura constante (25 ± 2º C) num fotoperíodo de 16h
claro: 8h escuro por 24 horas. Decorrido esse tempo, uma amostra de 10 µL foi
retirada dos tubos-controle para verificação do estágio de desenvolvimento dos
embriões. Quando o controle mostrou 80% de larvas em estágio Pluteus bem
desenvolvido (Figura 12), o conteúdo líquido dos tubos foi transferido gentilmente
Figura 11 - Zigoto com membrana de fertilização. Foto: Autor
33
para frascos de cintilação de 20 mL separados especialmente para a fixação.
Nesses frascos já continham 500 µL de formaldeído para a fixação dos organismos.
Posteriormente foi realizada contagem de cem embriões em cada réplica para
obtenção da porcentagem de larvas normais.
4.3.5. Teste de toxicidade com elutriatos com embriões de ouriço do mar
Os elutriatos foram preparados de acordo com
U.S. EPA
(1998). Água do mar
filtrada e as amostras homogeneizadas de cada estação foram misturadas numa
proporção de 1:4 (v:v) sob agitação vigorosa por 30 min e em seguida mantidas em
repouso por 24 horas na geladeira. Após decantação o sobrenadante foi retirado
cuidadosamente com uma pipeta automática para evitar ressuspensão do sedimento
(Figura 13). Nessas amostras foram medidos os parâmetros físico-químicos (pH,
salinidade, O.D., temperatura e amônia). As medidas de amônia foram realizadas a
partir de diluições das amostras com água do mar, uma vez que para certas
amostras os valores obtidos em 100% extrapolavam o limite de detecção do
equipamento (9,99 mg.L
-1
)
O procedimento de incubação dos embriões com os elutriatos seguiu o
método de microescala para testes com embriões de ouriço do mar utilizando placas
24-cavidades de poliestireno sugerido por Nilin et al. (2007).
A toxicidade dos elutriatos foi analisada a partir da amostra bruta (100%) e
das diluições de 50 e 25%, em triplicata, num volume final de 2,5 mL em cada
cavidade da placa, onde foram adicionados 500 ovos num volume máximo de 50 µL.
Figura 12 -
Larvas Pluteus normal. Foto: Autor
34
Água do mar filtrada foi utilizada como controle negativo. Decorrido
aproximadamente 24 horas foi acrescentado a cada réplica 125 µL de formaldeído
para fixação dos organismos. A contagem das larvas ocorreu de forma semelhante
ao exposto no item anterior.
4.3.6. Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT)
Elutriatos aquosos dos sedimentos coletados na 3ª Campanha foram
utilizados na AIT. A toxicidade encontrada nas amostras brutas e suas diluições
(item anterior) serviram como valores de base para comparações com as demais
etapas. Todas as manipulações foram realizadas também com água de diluição para
excluir a possibilidade de aumento da toxicidade pelo tratamento (branco). A
exposição dos embriões em cada manipulação ocorreu da mesma maneira que a
descrita no item anterior.
4.3.6.1. Adição de EDTA
O ácido etilienodiaminotetracético (EDTA) é um poderoso agente quelante e
sua eficiência depende do pH da solução, do tipo e especiação do metal, da
presença de outros ligantes e afinidade de ligação do EDTA pelo metal.
A solução estoque de EDTA (25 g.L
-1
) foi preparada com adição do sal a água
destilada. Para o teste de toxicidade com embriões de ouriço seguindo a
metodologia com o uso de placas com 24-cavidades, foram necessários 15 mL de
cada amostra e concentração final de 3,0 mg.L
-1
. Após adição de EDTA as amostras
ficaram em repouso por aproximadamente 3 horas. Por se tratar de um ácido foi
realizada leitura de pH após esse período para assegurar que nenhuma mudança
Figura 13 - Preparação dos elutriatos aquosos. Foto: Autor
Agitação
Decantação Amostra bruta
35
significativa tenha ocorrido nesse procedimento. Decorrido esse tempo, a amostra
bruta foi diluída diretamente na placa (25 e 50% em triplicata).
4.3.6.2. Adição de Tiossulfato de sódio
O Tiossulfato de sódio é um agente redutor que tem por finalidade identificar
compostos oxidantes presentes tais como alguns íons metálicos, cloro, ozônio,
dióxidos, mono e dicloroaminas.
A solução estoque (23,6 g.L
-1
) e as diluições foram preparadas da mesma
forma que o EDTA, sendo que em 15 mL de cada amostra e concentração final de
10,0 mg.L
-1
. As concentrações de Tiossulfato de sódio e EDTA seguiram a U.S. EPA
(1992).
4.3.6.3. Filtração
A filtração das amostras fornece informações sobre a possível toxicidade de
compostos filtráveis ou de substâncias ligadas a partículas.
Quinze mililitros de cada amostra de elutriato foram filtrados utilizando filtros
de papel acoplados em béqueres de vidro. Após total filtração a amostra bruta foi
diluída diretamente na placa (25 e 50% em triplicata).
4.3.6.4. Aeração
A aeração da amostra tem por finalidade identificar a toxicidade relacionada a
compostos voláteis, oxidáveis ou subláteis (compostos que ficam ligados as bolhas
de ar como os surfactantes).
As amostras (15 mL) foram aeradas com ajuda de uma bomba de aquário de
cânulas com reguladores. Devido ao baixo teor de oxigênio dissolvido nas amostras
houve a necessidade de aerar por um tempo superior (180 min) ao tempo mínimo
(60 min) necessário para aumentar a concentração de O.D. para acima de 3,0 mg.L
-1
(amostra bruta). No momento da remoção das amostras dos béqueres de aeração
houve um cuidado especial para evitar nova contaminação das amostras com os
possíveis compostos adsorvidos as paredes do recipiente. A amostra bruta foi
diluída diretamente na placa (25 e 50% em triplicata).
36
4.3.6.5. Ulva sp.
A função principal desse método é avaliar a remoção de amônia de frações
aquosas utilizando tecido vivo de Ulva sp. que consome amônia como um nutriente
(BURGESS et al., 2003).
As macroalgas foram coletadas na Ilha das Palmas juntamente com os
ouriços no dia da realização do teste. Elas foram lavadas para remover outros
organismos e partes do tecido necrosado em seguida foram recortados
aproximadamente 1 cm
2
de tecido e colocados em tubos de ensaio contendo
amostras do elutriato (10 mL). Os tecidos e as amostras permaneceram em contato
por 3 horas e em seguida o tecido foi removido com ajuda do bastão de vidro e o
conteúdo líquido utilizado para os testes. O tempo de contato foi menor que 24 horas
como estabelece Burgess et al. (2003), devido à impossibilidade de manter os
ouriços vivos em laboratório. Devido ao pequeno volume restante de todas as
manipulações não foi possível realizar o teste na diluição de 25%. A redução de
amônia foi avaliada apenas pela redução na toxicidade da amostra com e sem Ulva
sp., uma que não possível quantificar os teores inicial e final de amônia.
Os dados de todos os testes envolvendo embriões de ouriço do mar foram
analisados a partir da média e desvio-padrão do número de larvas normais
encontradas em cada diluição. Os dados das estações foram comparados com o
controle através de análise de variância (ANOVA) seguidas por Dunnet e Newman-
Keuls utilizando o programa GraphPad Prism versão 5.01 (GraphPad Software, Inc).
4.4. Análise dos dados de toxicidade com parâmetros abióticos e químicos
Para a integração dos dados obtidos para os parâmetros abióticos, químicos
e dados toxicológicos foram utilizadas a matriz de correlação das variáveis e a uma
análise multivariada: Análise dos Componentes Principais (ACP). Pelo fato do
número amostral para cada parâmetro ser pequeno, optou-se pelo agrupamento dos
dados obtidos em todas as campanhas. As análises dos dados foram realizadas
utilizando o programa STATISTICA 7.0.
37
Para avaliar a associação entre as variáveis obtidas, foi aplicado um método
univariado de correlação linear simples que permite que se conheça qual o
percentual da variância da dispersão total de uma nuvem de pontos.
Os dados de toxicidade, areia, finos, carbonatos e matéria orgânica obtidos
nas amostras coletadas no estuário do rio Ceará, foram correlacionados a partir das
médias obtidas para cada parâmetro. Algumas transformações foram necessárias
para que os dados fossem correlacionados:
• Os resultados de ausência de toxicidade (i.e. sobrevivência de
anfípodos, reprodução de copépodos e desenvolvimento embrio-larval
normal de ouriço com elutriato diluição de 25%) foram transformados da
seguinte maneira:
Fator = Média obtida na estação/ Média obtida no controle
• Os teores de metais variaram de forma semelhante, dessa forma os
dados foram reduzidos a um fator único através da Análise Fatorial.
A Análise dos Componentes Principais é uma técnica matemática que dispõe
variáveis com escalas diferentes, que não podem ser comparadas diretamente,
através de uma transformação linear tentando construir um pequeno conjunto de
variáveis derivadas que comprime os dados originais em eixos. Desta forma, reduz a
dimensionalidade dos dados originais. Esta redundância ajuda à compreensão do
processo em que intervém um maior número de variáveis.
38
5. RESULTADOS
5.1. Características sedimentológicas
Os percentuais de areia encontrados nas amostras coletadas nos estuários
estão apresentados na Tabela 3. Nas amostras coletadas no rio Ceará, os
percentuais variaram entre 7,7 e 100%. Os sedimentos da estação 1 foram
classificados como lamosos, a estação 2 como lama arenosos, a estação 3 areia
lamosos e a estação 4 como arenosos (foz do rio).
As amostras coletadas nos rios Malcozinhado e Pacoti apresentaram uma
variação de 41,8 a 59,6% de areia, sendo consideradas como areia lamosa.
Tabela 3 - Porcentagem de areia nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas estações
dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas.
Estações 1ª Camp. 2ª Camp. 3ª Camp.
E1 36,1 7,7 9,8
E2 29,5 10,9 36,2
E3 58,3 65,2 43,4
E4 90,8 97,3 100
MC
-
41,8 75,6
PT
- -
59,6
% Areia
Os dados sobre o percentual de finos (silte e argila) obtido das amostras
coletadas estão listados na Tabela 4. As estações 1 e 2 apresentaram maiores
porcentagens de finos, principalmente na 2ª e 3ª Campanhas variando entre 63,8 e
92,3%. Os sedimentos da estação 3 foram constituídos por um misto de areia e
finos. Já a estação 4, que situa-se próximo a foz do rio Ceará, apresentou um
sedimento mais arenoso em todas as campanhas (< 10% de finos). Foi observado
um gradiente de distribuição de materiais finos com valores menores na direção da
foz.
As amostras coletadas no rio Malcozinhado apresentaram 58,2% e 24,4 de
finos (2ª e 3ª Campanhas). Na única coleta realizada no rio Pacoti foi encontrado
apenas 40,4% de finos.
39
Tabela 4 - Porcentagem de finos nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas estações
dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas.
Estações 1ª Camp. 2ª Camp. 3ª Camp.
E1 63,9 92,3 90,2
E2 70,5 89,1 63,8
E3 41,7 34,8 56,6
E4 9,2 2,7 0,0
MC
-
58,2 24,4
PT
- -
40,4
% Finos
Os teores de carbonatos variaram bastante entre as estações e entre as
Campanhas (Tabela 5). De uma forma geral a estação 3 apresentou valores bem
mais altos que as demais estações, de forma decrescente em relação as
Campanhas (18,6 – 6,0%). Tal padrão também foi observado na estação 2 (1,6 –
0,6%). Os valores encontrados na estação MC assemelham-se aos valores das E1 e
E2 e os valores de carbonatos da estação PT assemelham-se aos dados obtidos
para as estações E1 e E4.
Tabela 5- Porcentagem de carbonatos nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas.
Estações 1ª Camp. 2ª Camp. 3ª Camp.
E1 2,2 5,5 0,6
E2 1,6 0,6 0
E3 18,6 9,6 6,0
E4 0 5,5 0
MC
-
0 2,2
PT
- -
3,3
% CaCO
3
A estação 1 apresentou , em todas as Campanhas, valores altos para matéria
orgânica, chegando até 24,8 % (1ª Campanha). As estações 2 e 3 apresentaram
valores semelhantes entre as Campanhas variando de 8,2 a 15,2%. A estação 4
obteve os menores valores também para M.O. variando entre 1,6 e 2,5%. Já a
40
estação MC obteve valores entorno de 5% e a estação PT obteve 9,7%. Novamente
foi identificado um gradiente nos valores, sendo que os menores valores foram
obtidos na foz (Tabela 6).
Tabela 6 - Porcentagem de matéria orgânica nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e
nas estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
Estações 1ª Camp. 2ª Camp. 3ª Camp.
E1 24,8 24,1 21,1
E2 10,4 10,8 13,9
E3 15,2 8,2 12,6
E4 1,6 2,5 2,1
MC
-
5,1 5,7
PT
- -
9,7
% M.O.
5.2 Características químicas
As concentrações de metais presentes nas estações dos estuários do rio
Ceará, Malcozinhado e Pacoti estão listadas no Anexo 1. Os teores dos metais
estudados no padrão de referência para sedimentos estuarinos da NIST estão
expostos na Tabela 7.
Tabela 7 - Teores certificados e obtidos para os metais analisados nesse estudo (padrão 1646-A
NIST)
Metal
Valor certificado
(µg.g
-1
)
Valor obtido
(µg.g
-1
)
Rendimento da digestão (%)
Pb 11,7 ± 0,3 11,8 100,9
Cu 10,01 ± 0,34 8,25 82,4
Zn 49,9 ± 1,6 42,35 86,6
Cr 40,9 26,0 63,5
Em cada estação, em geral, não houve diferenças entre as campanhas para
os teores de chumbo que variaram de 3,1 a 30,3 µg.g
-1
(Figura 14). A estação 1
apresentou os valores mais elevados para esse metal chegando a 30,3 µg.g
-1
(2ª
Campanha). Em seguida ficaram as estações 2 e 3 com picos de 25,1 e 17,7 µg.g
-1
41
na 3ª Campanha. A estação 4 obteve os menores valores variando entre 3,1 e 6,7
µg.g
-1
(1ª e 3ª Campanhas, respectivamente).
Os valores de chumbo encontrados nos sedimentos de MC e PT revelaram
padrões semelhantes a estações do rio Ceará com teores acima do encontrado para
estação 4 (menos contaminada).
0
5
10
15
20
25
30
35
Pb (ug/g)
E1 E2 E3 E4 MC PT
Estações
Chumbo (Pb)
1ª Campanha 2ª Campanha 3ª Campanha
Figura 14 - Teor de chumbo (Pb) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três
Campanhas realizadas.
A quantidade de cobre nos sedimentos analisados tendeu a ser menor na 3ª
Campanha, para todas as estações, variando de 0,6 a 35,4 µg.g
-1
(Figura 15).
Novamente a estação 1 apresentou valores bem mais elevados que as demais
chegando a 35,4 µg.g
-1
na 1ª Campanha, seguidas pelas estações 2 e 3 que
obtiveram picos de 11,9 e 11,8 µg.g
-1
respectivamente. As estações MC e PT
apresentaram valores baixos de forma análoga a estação 4.
42
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Cu(ug/g)
E1 E2 E3 E4 MC PT
Estações
Cobre (Cu)
1ª Campanha 2ªCampanha 3ªCampanha
Figura 15 - Teor de cobre (Cu) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas estações
dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas.
Os valores de zinco nas amostras coletadas variaram entre as estações e
entre as Campanhas com valores entre 5,0 e 110,1 µg.g
-1
. Analisando a Figura 16
podemos observar que as concentrações tendem a diminuir com a proximidade da
foz do rio Ceará com valores máximos de 110,1 µg.g
-1
na estação 2 (3ªCampanha) e
valores mínimos de 5,5 µg.g
-1
na estação 4.
0
20
40
60
80
100
120
Zn (ug/g)
E1 E2 E3 E4 MC PT
Estações
Zinco (Zn)
1ª Campanha 2ª Campanha 3ª Campanha
Figura 16 - Teor de zinco (Zn) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas estações
dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas
43
A concentração mais alta obtida para este metal foi observada nos
sedimentos coletados na 2ª Campanha no estuário do rio Malcozinhado (118,3 µg.g
-
1
) e a menor foi encontrada na estação do estuário do rio Pacoti (5,0 µg.g
-1
).
Assim como os demais metais-traço analisados, encontramos os maiores
teores de cromo na estação 1 variando entre 63,6 e 76,1 µg.g
-1
(Figura 17). Os
valores obtidos nas estações 2 e 3 apresentaram-se de foram semelhante entre si
variando entre 13,8 e 28,6 µg.g
-1
. Os menores valores, entre todas as estações
estudadas, foram observados na estação 4 com máximos de 9,7 µg.g
-1
. Os teores
de cromo encontrados nas estações MC e PT assemelham-se com os valores
obtidos nas estações 2 e 3 variando entre 14,0 e 22,4 µg.g
-1
.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Cr (ug/g)
E1 E2 E3 E4 MC PT
Estações
Cromo (Cr)
1ª Campanha 2ª Campanha 3ª Campanha
Figura 17 - Teor de cromo (Cr) nas estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e nas estações
dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas
realizadas.
5.3 Características ecotoxicológicas
5.3.1. Teste de toxicidade de sedimento integral com anfípodos
Os parâmetros físico-químicos da água dentro das câmaras-teste no início e
ao final de cada teste estão listados no Anexo 2. Em geral os parâmetros estiveram
dentro dos padrões estabelecidos para este teste (pH > 7,0; Temp. = 25 (± 2) ºC; OD
44
> 3,0 mg.L
-1
; N amoniacal < 10,0 mg.L
-1
; salinidade entre 30 e 36) com exceção da
salinidade que variou de 34 a 40. Os valores de amônia total na água superficial do
teste realizado na 2ª Campanha variou de 0,05 a 36,2 mg.L
-1
, e a partir dai os
valores da amônia não ionizada variaram entre 0,0 e 3,2 mg.L
-1
.
Os organismos expostos as amostras de sedimento coletados na praia
D’Engenho D’água em Ilhabela-SP, local de origem dos animais, apresentaram
mortalidade similar nas três Campanhas não ultrapassando 20 % (Figura 18).
Na 1ª Campanha foram obtidas as maiores taxas de sobrevivência nas
estações 2, 3 e 4. As estações 1 e 2 apresentaram toxicidade significantemente
diferente do controle (p<0,05) com sobrevivência menor que 53%.
Na 2ª Campanha todas as estações, inclusive MC, foram significativamente
tóxicas na seguinte ordem decrescente, E1 = E2 > E4 > E3 > MC. A sobrevivência
variou de 0 a 66 %.
Na 3ª Campanha todas as estações do rio Ceará e do rio Pacoti
apresentaram toxicidade significativamente diferente do controle com sobrevivência
entre 0 e 55%. Ordenando a sobrevivência encontrada nos sedimentos das estações
de forma crescente temos que E2 > E4 > E3 > E1> PT. Apenas a estação MC não
revelou toxicidade com 87,5% de sobrevivência.
Teste com Anfípodo
0
20
40
60
80
100
120
E1 E2 E3 E4 MC PT Controle
Estações
Sobrevivência (%)
1ª Campanha 2ª Campanha 3ª Campanha
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
Figura 18 - Sobrevivência em porcentagem (média ± D.P) de anfípodos expostos a amostras de
sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das estações dos
estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas realizadas.
Amostras coletadas em Ilhabela foi utilizadas como controle.
45
5.3.2. Teste de toxicidade de sedimento integral com copépodos
Devido ao pequeno volume nos frascos-teste não foi realizada a medição dos
parâmetros físico-químicos nos frascos, apenas dados sobre a água de diluição
reconstituída foram colhidos (pH > 7,0; Temp. = 25 (± 2) ºC; OD > 3,0 mg.L
-1
;
salinidade 17).
Houve uma grande variação na fecundidade dos copépodos em amostras
controle entre as campanhas (Figura 19). Vale ressaltar que na 1ª Campanha foram
utilizados apenas 5 fêmeas por réplica e ainda assim o número de jovens foi de 49,5
± 7,7. Na 2ª Campanha foi observada uma reprodução exacerbada em comparação
com as demais coletas com um total de 292 ± 11 jovens. A última campanha
realizada apresentou baixa fecundidade, com menos da metade de jovens
encontrados na 1ª Campanha mesmo contento 10 fêmeas por réplica. Foram
encontradas ao final do experimento somente 18 ± 13,6 copepoditos e náuplios.
Ao analisar as amostras de sedimentos coletadas nos estuários foi notado
que na 1ª Campanha quase todas as amostras foram tóxicas, com exceção da
estação 4. Na 2ª Campanha apenas a estação 2 não revelou toxicidade significativa
com um total de 235,5 ± 60,5 jovens. Contrariamente as duas primeiras
amostragens, não foi verificada toxicidade na 3ª Campanha nem nas amostras do rio
Ceará, nem nos sedimentos dos rios Malcozinhado e Pacoti. Nessa mesma
Campanha o sedimento da estação MC mostrou um número mais elevado de jovens
que o encontrado no sedimento controle de Ilhabela.
5.3.3. Teste de toxicidade na interface sedimento/água com embriões de ouriço do
mar
Os dados sobre as condições físico-químicas da água de diluição utilizada
nos testes de toxicidade com embriões de ouriço do mar estão listados no Anexo 3.
Todos os quesitos para realização dos testes foram obedecidos em todas as
Campanhas em que tais ensaios foram realizados (pH > 7,0; Temp. = 25 (± 2) ºC;
OD > 3,0 mg.L
-1
; salinidade 34 ± 2).
46
Teste com copépodos
0
50
100
150
200
250
300
350
E1 E2 E3 E4 MC PT Controle
Estações
Prole
1ª Campanha 2ª Campanha 3ª Campanha
*
*
*
*
*
*
*
a
Figura 19 - Prole de copépodos (média ± D.P. de copepoditos e naúplios) expostos a amostras
de sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das estações dos
estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) nas três Campanhas realizadas.
a
Média melhor que o controle.
Na 3ª Campanha foi realizado teste de sensibilidade com a substância
tensoativa Dodecil Sulfato de Sódio (DSS) paralelamente aos testes com amostras
dos estuários. A Concentração Efetiva que causa efeito tóxico a 50 % dos embriões
(CE
50
) da foi de 2,6 ± 0,08 mg.L
-1
.
Apenas água de diluição foi utilizada como controle nos testes na interface
sedimento/água. O desenvolvimento embrio-larval ocorreu normalmente em ambas
as Campanhas com média de larvas
Pluteus
normais acima de 90% (Tabela 8).
O teste na interface sedimento/água mostrou que as amostras de sedimento
do rio Ceará foram altamente tóxicas a 100% dos embriões de
L. variegatus
(Tabela
8).
Na 2ª Campanha foi possível observar efeitos tóxicos (Figura 20) como
impedimento de divisão celular (zigotos com membrana de fecundação - E3 e E4),
destruição das células que chegaram até 1ª divisão (E2) e atraso no
desenvolvimento em estágio de blástula (E1). A estação MC não revelou toxicidade
para esse teste.
47
Tabela 8 - Resultado do teste de toxicidade na interface sedimento/água (média ± Desvio
Padrão - D.P.) de amostras das estações 1, 2, 3 e 4 do estuário do rio Ceará e das
estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti (MC e PT) na 2ª e 3ª
Campanhas.
2ª CAMPANHA 3ª CAMPANHA
E1 0 0
E2 0 0
E3 0 0
E4 0 0
MC 93,4 ± 2,1 79,7 ± 2,6 *
PT
-
72,8 ± 3,6 *
CONTROLE 92,2 ± 4,6 95 ± 2,0
Nº Pluteus normais ( Média ± D.P.)
Na 3ª Campanha, efeitos severos como destruição do embrião (E1) e
impedimento de divisão celular (E2, E3 e E4) foram observados. Em algumas
réplicas foi possível observar desproporcionalidade de tamanho entre as células em
1ª Divisão. Os sedimentos coletados nas estações MC e PT foram tóxicos (p < 0,05)
quando comparados com o controle (79,7 e 72,8 larvas normais, respectivamente).
Figura 20 - Fotografias dos efeitos adversos observados no teste com a interface
sedimento/água. a. Células na 1ª divisão celular. b. Blástula. c. larva retardada. d.
Embrião destruído. Foto: Autor
5.3.3. Teste de toxicidade com elutriatos aquosos de sedimento com embriões de
ouriço do mar
Os dados de pH, salinidade, temperatura e oxigênio dissolvido foram medidos
em 100% do elutriato de cada estação (Anexo 3). Apenas na 3ª Campanha foram
mensurados os valores de O.D., que ficaram abaixo do mínimo indicado para os
organismos (0,26 – 2,45 mg.L
-1
). Contudo para dar início ao experimento foi
necessário aerar as amostras por 60 minutos para obtenção de pelo menos 3,0
a
b
c
d
48
mg.L
-1
de O.D. As concentrações de amônia total foram mensuradas nas amostras
da 2ª Campanha e variaram entre 0,04 e 7,5 mg.L
-1
. Os valores para amônia não
ionizada ficaram entre 0,0 e 0,09 mg.L
-1
.
Todas as amostras coletadas no rio Ceará foram tóxicas em 100 e 50 % dos
elutriatos. Analisando o desenvolvimento larval em 25 % dos elutriatos foi observado
que na 2ª Campanha as estações 3, 4, MC e PT obtiveram larvas normais acima de
80 % (Tabela 9). Já as estações 1 e 2 apresentaram toxicidade, sendo que E2 não
obteve nenhuma larva normal nessa concentração.
Tabela 9 –
Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de elutriatos aquosos de sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do
estuário do rio Ceará e das estações do estuário do rio Malcozinhado (MC) na 2ª
Campanha.
Diluição E1 E2 E3 E4 MC Controle
100% 0 0 0 0 95,5 ± 2,4 94,5 ± 2,2
50% 0 0 0 0 96,0 ± 1,4 _
25% 64,0 ± 18,2* 0* 88,6 ± 5,6 90,0 ±5,3 96,0 ±1,7 _
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
Na terceira Campanha todas as estações do rio Ceará foram tóxicas a
embriões de ouriço do mar na concentração de 100% e 50% da amostra (Tabela
10). A estação MC, ao contrário da segunda Campanha, apresentou baixo número
de larvas normais (27,3 ± 7,6) a 100% do elutriato. Já a estação PT obteve larvas
normais acima de 80%. De forma oposta aos resultados encontrados na 2ª
Campanha, nesta foi possível encontrar larvas normais a 50 % dos elutriatos nas
estações 3 e 4 (14,0 ± 3,6 e 13,3 ± 3,5; respectivamente). Com exceção da E2 (47,3
± 6,03 larvas normais), não foi observada toxicidade em 25 % dos elutriatos nas
outras estações.
Tabela 10 - Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de elutriatos aquosos de sedimento das estações 1, 2, 3 e 4 do
estuário do rio Ceará e das estações dos estuários do rios Malcozinhado e Pacoti
(MC e PT) na 3ª Campanha.
Diluição E1 E2 E3 E4 MC PT Controle
100% 0 0 0 0 27,3 ± 7,6* 83,7 ± 2,9 * 98,0 ± 1,0
50% 0 0 14,0 ± 3,6* 13,3 ± 3,5* 91,0 ± 4,0* 94,0 ± 2,7
25% 92,0 ± 3,6* 47,3 ± 6,0* 95,3 ± 4,7 90,0 ± 2,7* 96,3 ± 1,1 98,3 ± 0,6
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
49
5.3.4. Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT)
Os procedimentos de Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT) foram
realizados com elutriatos aquosos dos sedimentos amostrados no estuário do rio
Ceará na 3ª Campanha. As manipulações não influenciaram na toxicidade dos
controles (branco).
Na estação 1 foi observada redução da toxicidade em relação à amostra bruta
(0,0 larvas normais) na diluição de 50% (Tabela 11), principalmente na manipulação
de aeração (54,3 ± 13,3) ,seguida por adição de tiossulfato de sódio (27,0 ± 5,3) e
Ulva
sp.( 26,7 ± 6,51). Na adição de EDTA e na filtração foi identificada redução
mínima, sendo que a filtração foi a que menos reduziu a toxicidade (3,0 ± 3,6) e agiu
de forma negativa na diluição de 25%.
Tabela 11 - Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos de sedimento da
estação 1 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. * ANOVA seguida de Dunnet.
a,b,c ANOVA seguida de Newmann- Keuls.
Diluição Amostra Bruta EDTA FILTRAÇÃO AERAÇÃO TIOSSULFATO ULVA
100% 0 0 0 0 0 0
50% 0
11,7 ± 4,7
a
3,0 ± 3,6
a
54,3 ± 13,3
c
27,0 ± 5,3
b
26,7 ± 6,5
b
25% 92,0 ± 3,6 94,7 ± 2,5 62,0 ± 11,1* 90 ,3 ± 2,7 87,0 ± 3,6 -
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
Na estação 2 as manipulações só reduziram a toxicidade na diluição de 25%
(Tabela 12), ordenando de acordo com o aumento do número de larvas normais
temos a aeração (69,7± 4,5), a adição de EDTA (68,0 ± 4,6), a filtração (67,3 ± 2,5) e
a adição de tiossulfato de sódio (63,7 ± 5,5).
Tabela 12 - Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos de sedimento da
estação 2 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. * ANOVA seguida de Dunnet.
Diluição Amostra bruta EDTA FILTRAÇÃO AERAÇÃO TIOSSULFATO ULVA
100% 0 0 0 0 0 0
50% 0 0 0 0 0 0
25% 47,3 ± 6,03 68,0 ± 4,6* 67,3 ± 2,5* 69,7± 4,5* 63,7 ± 5,5 * -
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
Ao contrário do ocorrido nas estações anteriores, na estação 3 foi possível
observar larvas normais na amostra bruta (14,0 ± 3,6) diluída a 50% (Tabela 13).
50
Quase todos os tratamentos foram eficazes na redução de toxicidade já a partir da
diluição de 50%, exceto a adição de tiossulfato. Em destaque estão a adição de
Ulva
sp.(56,7 ± 3,5) e a aeração (52,3 ± 6,1). Logo após com uma média aproximada de
40,3 larvas normais estão adição de EDTA e filtração.
Tabela 13 - Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos de sedimento da
estação 3 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. * ANOVA seguida de Dunnet.
a,b ANOVA seguida de Newmann- Keuls.
Diluição Amostra bruta EDTA FILTRAÇÃO AERAÇÃO TIOSSULFATO ULVA
100% 0 0 0 0 0 0
50% 14,0 ± 3,6
40,3 ± 5,0
a
40,3 ± 3,1
a
52,3 ±6,1
b
22,7 ± 5,1
56,7 ± 3,5
b
25% 95,3 ± 4,7 96,0 ± 4,4 90,3 ± 2,5 93,0± 3,6 95,7 ± 4,2 -
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
Na estação 4 também foram encontrada larvas normais na amostra bruta
(13,3 ± 3,5) a 50% (Tabela 14 ). A manipulação do elutriato com adição de
Ulva
sp. e
com filtração não apresentaram redução significativa da toxicidade. A adição de
tiossulfato apresentou a maior redução na toxicidade com 31,7 ± 3,5 larvas normais,
seguidas pelas manipulações com aeração e com EDTA (24,7 ± 5,5 e 22,3 ± 4,2;
respectivamente).
Tabela 14- Número de larvas normais de ouriço do mar (média ± Desvio Padrão - D.P.) expostos
a 100, 50 e 25% de frações manipuladas (AIT) de elutriatos aquosos de sedimento da
estação 4 do estuário do rio Ceará na 3ª Campanha. a;b ANOVA seguida de
Newmann- Keuls.
Diluição Amostra bruta EDTA FILTRAÇÃO AERAÇÃO TIOSSULFATO ULVA
100% 0 0 0 0 0 0
50% 13,3 ± 3,5
22,3 ± 4,2
a
17,3 ± 2,5
24,7 ± 5,5
a
31,7 ± 3,5
b
13,0 ± 2,7
25% 90 ± 2,7 92,7 ± 4,0 92,7 ± 3,8 95,0± 4,4 94,3 ± 3,0 -
Nº de Pluteus normais (Média ± D.P.)
5.4. Análise dos dados de toxicidade com parâmetros abióticos e químicos
A partir da análise da matriz de correlação foi possível observar fracas
correlações entre os dados de ausência de toxicidade e as possíveis causas
pesquisadas nesse estudo (Tabela 15). Para os dados de sobrevivência para o teste
com anfípodo a maior correlação foi com o teor de carbonatos (0,38), ou seja, a
sobrevivência tende a aumentar com o aumento do teor de carbonatos e de
51
compostos que se ligam a ele. Já para os dados de larvas normais de ouriço do mar
expostos a elutriatos (25%) ficou mais correlacionado, de forma inversa, com a
porcentagem de lama no sedimento (-0,52). Já no testes que avaliou a reprodução
de copépodos em amostras de sedimento integral, esteve mais correlacionado com
os carbonatos (0,61). Vale salientar que os metais estiveram mais correlacionados
negativamente com esse teste (-0,29).
Tabela 15 - Correlação para os dados obtidos nas estações do rio Ceará. p<0,05
Metais
Areia
Finos
CaCO
3
M.O.
Anfipodo
-0,0646
0,0196
-,0198
0,3809
0,0814
p=0,879
p=0,963
p=0,963
p=0,352
p=0,848
Ouriço
-0,2660
0,5204
-0,5206
0,4465
-0,1543
p=0,524
p=0,186
p=0,186
p=0,267
p=0,715
Copépodo
-0,2861
0,3351
-0,3352
-0,6076
-0,2988
p=0,492
p=0,417
p=0,417
p=0,110
p=0,472
A Figura 21 traz o diagrama gerado pela Análise dos Componentes Principais
onde se objetivou estabelecer uma análise multivariada entre a sobrevivência de
anfípodos, reprodução de copépodas e desenvolvimento embrio-larval de ouriço do
mar e os parâmetros abióticos e químicos.
A partir deste diagrama pode-se observar que as variáveis estudadas
explicaram aproximadamente 77% na composição dos fatores, sendo que o fator 1
contribui com 51,85%. As variáveis que estão fortemente associadas a esse fator
são metais, areia, finos e matéria orgânica (M.O.). A ausência de toxicidade obtida
nos testes com anfípodo e copépodo contribui fracamente para composição deste
fator.
52
Projeção das variáveis no plano-fator ( 1 x 2)
Ativo
Anfipodo
Ouriço
Copépodo
Metais
Areia
Finos
CaCo3
MO
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 51,85%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fator 2 : 24,63%
Figura 21 - Análise dos Componentes Principais (ACP) das variáveis, areia, finos, matéria
orgânica (M.O.), carbonatos (CaCO
3
) e toxicidade para anfípodo, copépodo e ouriço
(elutriato 25%) obtidas nas estações ao longo do estuário do rio Ceará nas três
Campanhas realizadas.
Já o fator 2 explicou 24% das distribuição das variáveis, tendo os carbonatos
e os testes de toxicidade com anfípodos e copépodos, e com embriões de ouriço do
mar no teste com frações aquosas de elutriatos a 25% mais associados a este fator
(Tabela 16).
Através da Análise dos Componentes Principais das variáveis obtidas foi
possível comprovar novamente que os parâmetros pesquisados neste trabalho não
explicam totalmente a toxicidade encontrada em todos os testes de toxicidade,
sugerindo que outros compostos possam estar interferindo nesse dado.
Tabela 16 - Correlações obtidas entre as variáveis, areia, lama, matéria orgânica (M.O.),
carbonatos (CaCO
3
) e metais e a toxicidade para anfípodo, copépodo e ouriço
(elutriato 25%), e os fatores dos Componentes Principais obtidas nas estações
ao longo do estuário do rio Ceará nas três Campanhas realizadas.
Factor 1
Factor 2
Anfipodo
-0,152031
-0,733704
Ouriço
-0,533984
-0,650605
Copépodo
-0,380282
0,475014
Metais
0,941395
-0,132046
Areia
-0,982774
0,041345
Lama
0,982795
-0,041286
CaCo3
-0,204089
-0,831960
MO
0,913874
-0,265459
A Tabela 17 apresenta uma comparação dos resultados obtidos para os todos
os testes de toxicidade realizados durante este estudo. É possível observar que há
53
diferenças nas respostas entre os testes, contudo as amostras coletadas na estação
1 e na estação 2 foram as mais tóxicas.
Tabela 17 - Comparação dos resultados obtidos nos testes de realizados em todas as estações
estudadas nas três Campanhas. ELU – elutriato a 25%. ISA – Interface
Sedimento/Água. T- Tóxico, NT- Não Tóxico.
TESTES E1 E2 E3 E4 MC PT
1ª 2ª 3ª 1ª 2ª 3ª 1ª 2ª 3ª 1ª 2ª 3ª 2ª 3ª 3ª
ANFÍPODO T T T T T T NT T T NT T T T NT T
COPÉPODO T T NT T NT NT T T NT T T NT T NT NT
OURIÇO - ELU
x T NT x T T x NT NT x NT NT NT T NT
OURIÇO - ISA
x T T x T T x T T x T T NT T T
54
6. DISCUSSÃO
Avaliação de risco em ambientes contaminados através de estudos
ecotoxicológicos inclui várias etapas. Segundo Fent (2003) uma primeira fase seria a
avaliação dos riscos ecológicos, onde as fontes de contaminantes potenciais são
identificadas e a toxicidade é avaliada usando teste de toxicidade relativamente
simples. O objetivo é buscar as relações causais entre os contaminantes e os efeitos
tóxicos observados.
A segunda fase seria a caracterização do risco, com a busca por informações
adicionais e a inclusão de novas ferramentas para avaliação das populações
expostas, como exemplo avaliação dos animais e plantas expostos, bioensaios de
longa duração e aplicação de manipulações de amostras de água e sedimento para
avaliação e identificação de toxicidade. Finalmente, a caracterização do risco é
construída baseada nos resultados da análise de cada fase de desenvolvimento,
gerando uma estimativa do risco.
Nilin et al. (2007) ao avaliarem a toxicidade de amostras de água do estuário
do rio Ceará, identificaram elevada toxicidade em duas estações próximas a
confluência com o rio Maranguapinho que recebe efluentes do Distrito Industrial de
Maracanaú. Tendo em vista a capacidade de acumulação de contaminantes nos
sedimentos o presente estudo teve como objetivo avaliar a qualidade do sedimento
do referido estuário, abordando aspectos sedimentológicos, químicos e
ecotoxicológicos.
Após a análise granulométrica foi possível observar que as amostras
extraídas das porções mais internas (Estação 1 e Estação 2) do estuário do rio
Ceará apresentaram maiores porcentagens de silte e argila (>63 µm), sendo que a
estação 3 teve valores intermediários entre os sedimentos finos e mais grosseiros
característicos de zona praiana (Estação 4).
Juvêncio (1997) constatou uma composição granulométrica
predominantemente arenosa para a região estuarina do rio Ceará, com porcentagem
de areia de aproximadamente 90%. Apenas a estação de coleta próxima à ponte da
BR-222, distante 11 km da foz do rio, apresentou 40% de sedimentos finos em uma
das campanhas (agosto/97). Todas as frações (areia e finos) variaram muito entre
as campanhas realizadas, fato que foi atribuído à capacidade de transporte das
55
correntes de maré. Tais variações ainda podem ser influenciadas por diferenças dos
locais de amostragem. O autor ainda afirma, a partir desses dados, que a
participação de sedimentos finos e argilosos nas amostras superficiais do estuário é
bem pequena.
Estudos mais recentes caracterizam os sedimentos próximos à confluência
com o rio Maranguapinho entre areia muito fina a argila grossa (Aguiar, 2005;
Barroso, 2006). Já as estações próximas à foz mantêm o aspecto mais arenoso.
Os sedimentos amostrados nos estuários dos rios Malcozinhado e Pacoti
apresentaram granulometria mais arenosa. Devido à falta de amplas baías a maioria
dos estuários do Ceará é influenciada por sedimentos eólicos que fazem com que
haja variações na disposição dos sedimentos na foz e nas áreas de manguezal
(ZEE, 2005d).
Prósperi (2002) encontrou grande variação nos dados de granulometria para
amostras de sedimentos do estuário de Santos (2,97 a 99,36% de areia), contudo
essa variação não interferiu diretamente nos resultados dos testes de toxicidade
com
L.variegatus
com amostras de água intersticial e na interface sedimento/água. A
distribuição granulométrica obtida para o estuário do rio Ceará também não
apresentou interferência direta nos resultados dos testes de toxicidade.
Melo & Nipper (2007) comentam que sedimentos finos podem agir de forma
negativa entupir as brânquias de anfípodos, enquanto que partículas mais grosseiras
podem causar um gasto elevado de energia no processo de escavação. Contudo
tais autores afirmam que
T. viscana
não é extremamente sensível a sedimentos
lamosos (> 60% de lama), sendo inclusive necessário uma distribuição mista nos
tamanhos das partículas para uma boa sobrevivência dos animais.
Aguiar (2005) encontrou valores de carbonatos para o estuário do rio Ceará
variando entre 3,75 e 49,72%. A presença de carbonatos foi evidenciada
principalmente nas estações próximas a foz comprovando a influência das águas
oceânicas e o baixo aporte fluvial nessa região.
Nas amostras de sedimento dos rios Malcozinhado e Pacoti, os carbonatos
variaram entre 0 e 3,3 %. Aguiar (2005) encontrou teores bem mais elevados de
carbonatos para a região de coleta do rio Pacoti, variando de 38,80 a 79,08 %.
Os valores de carbonatos presentes no sedimento, obtidos no presente
estudo variaram bastante entre as campanhas, contudo tiveram os menores valores
na 3ª Campanha (final do período chuvoso), quando o volume de águas tende a ser
56
maior. Outra explicação para a variação obtida esta relacionada com a metodologia
empregada, uma vez que esse método utiliza o princípio da volumetria e segundo
dados gerados pelo Laboratório de Biogeoquímica Costeira – UFC (BEZERRA, et
al., 2007), este método apresentou resultados menos satisfatórios em comparação
com outras metodologias que utilizam análises gravimétricas.
A matéria orgânica está presente num pequeno volume no sedimento,
contudo é um importante componente uma vez que regula a sorção e
biodisponibilidade de vários contaminantes (POWER & CHAPMAN, 1992).
Os teores de matéria orgânica encontrados por Aguiar (2005) no estuário do
rio Ceará foram bem menores (0,82 a 3,96%) que os obtidos no presente estudo
(1,6 a 24,8%), evidenciando um incremento significativo nos últimos anos. A estação
de coleta com maior percentagem de matéria orgânica apresentada por esse autor,
situa-se próxima à confluência do rio Maranguapinho, sugerindo um incremento
antrópico desse componente.
As estações 1 e 2 estão sob menor influência das marés (ver Figura 2) e a
diminuição da velocidade das águas faz com que os sedimentos mais finos ricos em
matéria orgânica depositem no fundo. O rápido acúmulo de matéria orgânica na baía
de Guanabara, através de fontes naturais e antropogênicas, foi relacionado com o
enriquecimento de sulfetos (CARREIRA et al., 2002). Os sulfetos, juntamente com
óxidos de manganês e ferro, atuam sobre a disponibilidade de metais (BURTON,
1992).
Kehrig et al. (2003) ao estudarem a região de Jequiá, que recebe águas
continentais e da baía de Guanabara - Rio de Janeiro, encontraram valores de
carbono orgânico variando entre 13,4 e 21,8 %. Já Abessa (2002) encontrou valores
entre 4,7 e 23,9% para região estuarina de Santos - São Paulo.
Nas estações MC e PT houve uma variação menor nos valores de matéria
orgânica nas amostras de sedimento, em comparação com estuário do rio Ceará.
Vale salientar que as duas regiões sofrem pressão do setor imobiliário e o aumento
na população local pode influenciar a distribuição de matéria orgânica nos
respectivos estuários.
Anderson et al. (2007) encontraram uma correlação negativa da sobrevivência
de anfípodos com matéria orgânica e com os sedimentos finos, mas nenhum dos
contaminantes pesquisados (hidrocarbonetos, metais, bifenilas policloradas,
pesticidas) teve correlação com a toxicidade.
57
Os teores dos metais do sedimento padrão (1646 A NIST) extraídos após
digestão parcial tiveram rendimento acima de 80% para Pb, Cu e Zn. Utilizando a
mesma metodologia e o mesmo sedimento padrão, Aguiar (2005), obteve
rendimento menor para Cu (69,2%) e Zn (51%), fato que certifica que os valores
obtidos nas amostras dos estuários foram satisfatórios. O rendimento encontrado
para Cr está de acordo com dados obtidos pelo Laboratório de Biogeoquímica
Costeira ( MSc. José Edvar Aguiar,
comunicação pessoal
).
A distribuição dos metais ao longo do estuário do rio Ceará obedeceu a um
gradiente com valores descrendo em direção a foz. A estação 1 obteve os maiores
teores de metais e com exceção do Cu, os dados foram homogêneos em todas as
Campanhas.
Os metais ocorrem naturalmente pela degradação das rochas, mas podem
tornar-se um contaminante através de atividades antropogênicas que elevam os
teores acima dos níveis naturais. Estudos que avaliem os níveis atuais em relação
aos níveis naturais, são de extrema importância para prover informações sobre o
enriquecimento local.
Cromo é utilizado em ligas metálicas, catalisadores, pigmentos e preservantes
de madeira. Também é bastante utilizado em curtumes e pode estar presente no
ambiente como Cr (VI) ou Cr (III), sendo que a forma hexavalente é mais tóxica e
possui grande potencial mutagênico (TAGLIARI et al, 2004).
Cobre é comumente utilizado em fiações, componentes eletrônicos e
encanamentos. Também é um biocida potente adicionado em tintas antiincrustantes
e preservantes de madeira, porém complexa facilmente com a matéria orgânica,
tornando-se biologicamente indisponível (NEWMANN & UNGER, 2003). Prá et al.
(2006) estudaram os efeitos do cobre em planárias e camundongos e concluíram
que esse metal apresenta potencial tóxico e genotóxico interferindo diretamente no
sistema de reparo de erros no DNA (planária, CL
50
-7d – 480 µg.L
-1
).
Chumbo tem sido utilizado amplamente em gasolina, baterias, soldas,
pigmentos, munições, tintas, cerâmicas entre outros. Os principais efeitos
toxicológicos desse metal são: gastrintestinais, neurológicos, hematológicos,
hepáticos, renais e cardiovasculares (SCHIFER et al., 2005). Esse metal tem tido o
uso restrito a poucos produtos devido seu potencial tóxico e de bioacumulação.
58
Zinco é bastante empregado em revestimentos e galvanização para prevenir
corrosão. Segundo Newmann & Unger (2003), esse metal é menos tóxico que Pb,
Ni, Se, Cr, Ar, Cd e Hg.
Aguiar (2005) obteve concentrações de Cu variando de 0,6 a 20,4 µg.g
-1
,
sendo que os maiores valores foram encontrados na foz do rio Ceará. Tais dados
discordam com os valores obtidos no presente estudo, onde foi encontrado valores
variando entre 0,6 a 35,4 µg.g
-1
e a estação 1 (próxima a confluência com rio
Maranguapinho) apresentou maior retenção desse metal em comparação com as
demais estações. Juvêncio (1997) obteve concentrações elevadas para esse metal
em amostragens em áreas semelhantes que as E1 e E2 (1,3 a 85,2 mg.L
-1
). No
Programa de Zoneamento Ecológico e Econômico realizado em 2005, três pontos de
coleta (não identificados) foram tomados no rio Ceará e tiveram valores variando de
3,9 a 8,5 µg.g
-1
.
Aguiar (2005) encontrou uma distribuição para Zn com teores variando entre
1,80 a 12,64 µg.g
-1
, sendo que os maiores valores fora identificados próximo ao
estaleiro da Barra do Ceará (foz) e na área de influência do rio Maranguapinho. Os
dados obtidos pelo ZEE (2005e) apresentam teores um pouco mais elevados
variando de 9,3 a 29,9 µg.g
-1
. Os valores obtidos para as amostras coletadas ao
longo do estuário durante as 3 Campanhas realizadas no presente estudo foram
significantemente superiores variando de 5,0 a 110,1 µg.g
-1
.
Juvêncio (1997) verificou que em amostras de água superficial que o padrão
de distribuição de Zn durante a maré baixa tendia a diminuir em relação à foz do rio.
Já para Cd, Pb e Cr esse padrão se invertia na maré alta. Segundo o autor essas
variações em relação às marés está relacionado com as propriedades químicas de
cada metal que determina o caráter conservativo ou não na coluna d’água. Nesse
mesmo trabalho, não foi detectada a presença de Pb em amostras de sedimento,
contudo foi possível encontrar sua presença em amostras de água (teor máximo de
0,9 mg.L
-1
) a partir da estação próxima a confluência com o rio Maranguapinho. Tal
fato ocorreu provavelmente pelas características químicas da água que não geram
condições de precipitação deste metal no sedimento. Outra explicação é que o metal
estaria sobre a forma de complexos metálicos instáveis e seria mais facilmente
removido para coluna d’água.
Dados apresentados pelo ZEE (2005e) comprovam a existência de Pb no
sedimento, com valores inferiores (4,5 a 10,9 µg.g
-1
) ao encontrados no presente
59
trabalho (3,1 a 30,3 µg.g
-1
). A Tabela 18 apresenta concentrações de metais em
outros estuários. Os valores obtidos para o rio Ceará ficaram bem abaixo dos
valores de outros estuários bastante impactados.
Tabela 18 Concentrações de metais em vários estuários. (valor mínimo/máximo)
Estuário Pb Cu Zn Cr Referência
Santos–Brasil
(µg.g
-1
)
3,7/204,8
7,6/321,0
5,0/97,5
Abessa, 2002
Changjiang–China
(µg.g
-1
)
17,2/119,4
20,5/157,7
54,9/410,0
Wang & Liu, 2003
Golfo de Cádiz–
Espanha (ppm)
6,2/406,0
3,7/1989,0
18,3/2010,0
Cesar et al., 2007
Baía da Guanabara –
Brasil (ppm)
2,0/19340,0
2,0/18840,0
5,0/755149,0
2,0/41364,0
Baptista Neto et al.,
2006
Guadalquivir–Espanha
(mg.kg
-1
)
22,5/33,8
9,8/18,5
84,0/395
Gomez-Parra et al.,
2000
Veneza–Itália
(mg.kg
-1
)
18,0/100,0
10,0/105,0
52,0/605
12,0/38,0
Volpi Ghirardini et
al., 2005
Rio Ceará - Brasil
(µg.g
-1
)
3,1/30,3
0,6/35,4
5,0/110,1
5,1/76,1
(presente estudo)
Em geral os metais estão presentes no ambiente aquático, combinados a uma
variedade de ligantes que determinam a solubilidade, a bioconcentração, o
comportamento e a toxicidade. A identificação do total de ligantes possíveis para
cada metal é um processo de difícil execução, porém os mais comuns em ambientes
aquáticos bem oxigenados são OH
-
, Cl
-
, SO
4
2-
, CO
3
2-
e PO
4
3-
, e em águas anóxicas
são NH
3
, HS
-
e S
2-
. Já no sedimento os metais podem se ligar óxidos de ferro e
manganês e carbono orgânico; em sedimentos anóxicos os ligantes principais são
os sulfetos voláteis (NEWMANN & UNGER, 2003). Os metais também podem formar
complexos com inúmeros compostos orgânicos naturais ou sintéticos. O equilíbrio
desses processos é influenciado principalmente pelo pH, temperatura, estado de
oxidação e tipo de ligante (LYMAN, 1995).
Em sedimentos onde há suspeita de contaminação por metais deve ser
analisado quanto à presença de metais-traço extraídos simultaneamente, no
processo de extração dos sulfetos volatilizáveis por acidificação (Di TORO et
al.,1990). Contudo alguns autores relatam que critérios de avaliação da qualidade de
60
sedimento baseados nas concentrações de metais pelo peso seco são igualmente
ou levemente mais acuradas para predizer a toxicidade (LONG et al.,1998).
Os guias de qualidade de sedimento, adotados pela legislação canadense,
estabelecem dois níveis de concentração de contaminantes: o TEL “Threshold Effect
Level”, que seria o nível limiar abaixo do qual não ocorre efeito adverso à
comunidade biológica; e o PEL “Probable Effect Level”, que seria o nível provável
acima do qual existe efeito tóxico sobre os organismos (ENVIRONMENT CANADA,
1999). Embora haja diferenças entre os ambientes canadenses e brasileiros, os
valores estabelecidos pelo TEL e PEL (Tabela 19) vêm sendo utilizados para
comparação dos contaminantes encontrados no Brasil, uma vez que não existem
guias específicos no Brasil (ABESSA, 2002).
Tabela 19
Concentrações de metais para o TEL “Threshold Effect Level” e PEL “Probable Effect
Level” (Environment Canadá, 1999)
Pb Cu Zn Cr
TEL 30,2 18,0 124,0 52,0
PEL 122,0 108,0 271,0 160,0
Apesar dos valores de TEL e PEL serem calculados a partir da digestão total
do sedimento, foi possível verificar que os valores obtidos no rio Ceará para Pb, Cu
e Cr ficaram acima do TEL, ou seja, há uma contaminação moderada por esses
metais nesse ambiente. Já os dados obtidos nos sedimentos dos rios Malcozinhado
e Pacoti ficaram bem abaixo do TEL, ou seja, não há contaminação significativa.
Contudo vale salientar que para avaliar as causas e efeitos da toxicidade de
sedimentos é preciso analisar as interações complexas entre os vários
contaminantes presentes.
Segundo Nascimento (2002), há uma carência em termos de padronização de
amostragem tanto para água quanto para sedimento, fato que levou ao
desenvolvimento de inúmeras metodologias e procedimentos que atrapalham o
entendimento e comparação de resultados entre diferentes estudos. A escolha do
material necessário para coleta e armazenamento é de fundamental importância
uma vez que estes podem interferir na interpretação dos resultados. Os
61
procedimentos de coleta e armazenagem das amostras de estuários do Ceará foram
aplicados de forma adequada para esse tipo de ambiente.
O tempo de armazenagem é um fator que pode influenciar na toxicidade das
amostras. Ainda não há consenso sobre o tempo limite para estocagem, porém é
recomendado que as análises sejam executadas assim que possível. De acordo
com U.S.EPA (1994) preferencialmente, as amostras dever ser armazenadas por no
máximo 14 dias, entretanto esse tempo poder ser variável de acordo com o objetivo
do estudo já que as alterações são geralmente específicas para cada classe de
contaminante.
DeFoe et al. (1999) ao estudarem as mudanças na toxicidade em relação ao
período de estocagem das amostras não encontraram diferenças significativas na
presença/ausência de toxicidade de sedimentos armazenados por breves períodos
(até 100 dias). Para a maioria dos sedimentos testados o período de estocagem das
amostras não apresentou diferenças de toxicidade estatisticamente significativas.
Alterações no desempenho dos animais parecem ser aleatórias na natureza,
sugerindo que as variações observadas aparentemente estão mais relacionadas
com as variações na sensibilidade dos organismos testados do que com o período
de armazenamento do sedimento.
Outros estudos também encontram poucas mudanças na toxicidade de
sedimentos em relação ao tempo de armazenamento. (740 dias - MOORE et al.
1995 e 7 semanas - REDMOND et al. 1996).
Os testes de toxicidade com as amostras de sedimentos coletadas nos
estuários dos rios Ceará, Malcozinhado e Pacoti, foram realizados em
aproximadamente 60 dias (Tabela 2). Por se tratar de amostras coletadas na
margem recém descoberta, não foi possível extrair a água intersticial para as
análises de toxicidade. Dessa forma foram realizados testes com sedimento integral
(anfípodo e copépodo), com elutriatos aquosos e na interface sedimento/água
(ouriço).
As condições a que os anfípodos foram expostos estiveram dentro dos
padrões estabelecidos por Melo & Abessa (2002), com exceção da salinidade que
esteve acima de 36, para a maioria das estações. Contudo, segundo a Drª Letícia
Pires Zaroni (
comunicação pessoal
) é possível encontrar populações naturais de
Tiburonella viscana
em salinidades acima de 40 no litoral do Espírito Santo.
62
A sensibilidade dos anfípodos ao dicromato de potássio varia entre 3,68 e
18,75 mg.L
-1
(ABESSA & SOUSA, 2003). Em testes de rotina para avaliar a
sensibilidade dos organismos, realizados pelo NUPEA no período de execução
deste trabalho mostraram que a sensibilidade dos anfípodos esteve dentro dos
padrões (10,9 ± 2,2 mg.L
-1
).
As amostras coletadas nas estações 1 e 2 foram as mais tóxicas, todavia a
partir da 2ª Campanha as amostras das estações 3 e 4 também apresentaram
toxicidade significativa.
As amostras coletadas nos estuários dos rios Malcozinhado e Pacoti, apesar
de serem considerados pouco impactados, apresentaram toxicidade nesse teste.
Variabilidade entre réplicas em testes de toxicidade com sedimento, utilizando
vários organismos-teste foi identificada em vários trabalhos (REYNOLDSON et al.
1994; DEFOE et al. 1999). Alguns autores atribuem essa variação a presença de
organismos residentes que podem tanto competir por recursos como atuar como
predadores dos organismos adicionados às amostras. A competição é mais
evidenciada quando o parâmetro de avaliação é o crescimento. Já a predação pode
ser considerada com um fator relevante quando há ausência de animais em uma
das quatro réplicas se as outras três apresentaram boa sobrevivência. A redução de
espécies residentes pode ser encontrada em sedimentos com um tempo maior de
estocagem (DEFOE & ANKLEY, 1999).
Diversas espécies de anfípodos são utilizadas em testes de toxicidade para
água doce, estuarina e marinha em vários países:
Hyalella azteca
,
Corophium
volutator
,
Gammarus duebeni celticus
,
Rhephoxynius abronius
,
Monoporeia affinis
,
Ampelisca abdita
, entre outras. A escolha da espécie adequada para realização dos
testes é uma fase importante do desenho experimental. Segundo Wang et al. (2003),
a utilização do anfípodo dulcícola
Hyalella azteca
em testes com sedimento integral
não é adequada, uma vez que essa espécie não apresenta hábito escavador e nem
é comedor de sedimento, e sim é epibêntico, estando dessa forma exposto mais a
água superficial do sedimento do que ao sedimento e/ou água intersticial.
De acordo com Melo & Nipper (2007), apesar de o anfípodo
Tiburonella
viscana
ser coletado de locais com características praianas, essa espécie não teve
sensibilidade alterada em diversas composições de sedimento, podendo ser
empregado em testes com amostras de sedimento estuarino.
63
Há vários fatores que podem mascarar os resultados obtidos num teste, uma
vez que os organismos são expostos a situações que normalmente não haveria no
ambiente natural. Dentre tais fatores estão o estado nutricional e saúde dos
organismos, e exposição a contaminantes não persistentes como amônia e sulfetos
através do manuseio das amostras.
Amônia é um constituinte comum em ambientes marinhos e de água doce, e
ocorre tanto na forma ionizada (NH
+4
) como na forma não ionizada (NH
3
). A
quantidade de cada forma é dependente do pH, temperatura e salinidade (NEWMAN
& UNGER, 2003). Estudos indicam a maior toxicidade da amônia é causada pela
forma não ionizada, presente em sedimentos anóxicos.
Prenter et al. (2004) afirmam que
G.d. celticus
fica menos tolerante a amônia
quando parasitado pelo acantocéfalo
Echinorhynchus truttae
. Phillips et al. (1997)
sugerem que sejam realizadas quantificações de amônia e sulfetos no início e no
final dos experimentos, uma vez que sedimentos geralmente são bastante
enriquecidos organicamente. A amônia deve ser mensurada na água superficial do
sedimento já que existem nessa região altas concentrações de amônia não ionizada
que podem estar associada com mortalidade de organismos infaunais.
Abessa (2002) determinou o valor da Concentração Letal a 50% dos
organismos em testes de 72 horas para
T. viscana
. A CL
50-72h
para amônia total foi
28,4 (13,7-60,3) mg.L
-1
e para amônia não ionizada foi 1,83 (0,87 – 3,84) mg.L
-1
. No
presente estudo, a análise de amônia foi realizada apenas na 2ª Campanha e
baseado nos dados apresentados acima possivelmente houve a participação da
amônia na toxicidade das amostras de sedimento coletadas nas estações 2, 3 e 4
(1,8 a 3,2 mg.L
-1
de NH
3
). Nas demais estações outros contaminantes devem ter
causado a mortalidade dos anfípodos.
Stronkhorst et al. (2003) sugerem que aplicação de manipulações para
Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT) sejam realizadas para distinguir o
efeito tóxico causado por contaminantes persistente e não persistentes, e assim não
superestimar a toxicidade causada por contaminantes como a amônia.
Cesar et al. (2007) ao estudarem sedimentos da Baía de Cádiz verificaram
baixa mortalidade de anfípodos em sedimentos que apresentava elevadas
concentrações de metais (Cu e Zn) e PCBs. Também observaram uma maior
associação da mortalidade de anfípodos com HPAs em sedimentos estuarinos da
Espanha (Huelva e Gudarranque) e do Brasil (Santos). De uma forma geral os
64
autores observaram, para os dados da Espanha e do Brasil, uma forte relação entre
a toxicidade e os parâmetros analisados (Zn, Cd, Pb, Cu, Ni, Co, V, PCBs, HPA,
Carbono Total e % de finos). Como exposto anteriormente na tabela 18, os valores
de Zn, Pb e Cu obtidos nesse estudo são bem maiores do que os encontrados para
o estuário do rio Ceará, além de outros contaminantes que excederam os valores de
PEL (HPA e PCBs), ou seja, contribuíram bastante para a toxicidade observada.
A correlação positiva da sobrevivência dos anfípodos com o teor de
carbonatos nas amostras do rio Ceará sugere que a toxicidade é menor
provavelmente devido à combinação de contaminantes com os carbonatos. Vale
salientar que os carbonatos regulam a disponibilidade de íons metálicos.
Outro bioensaio realizado com o sedimento integral utilizou a reprodução do
copépodo
Nitokra
sp. como parâmetro para análise de toxicidade. Existem poucos
trabalhos que utilizam copépodos bentônicos como organismo-teste. As espécies
mais utilizadas são
Tisbe bimiensis,
Amphiascus tenuiremis
,
Attheyella crassa
,
Nitokra affinis
e
Nitokra spinipes
.
No Brasil há uma deficiência de testes com organismos bentônicos, contudo
bioensaios com copépodos bentônicos cultivados em laboratórios vêm sendo
utilizados com sucesso há alguns anos pelo laboratório de Ecotoxicologia do IOUSP
(LOTUFO & ABESSA, 2002; ZARONI et al., 2004). Segundo a carta-controle da
sensibilidade dos copépodos cultivados no laboratório de Ecotoxicologia do IOUSP
(BERGMANN FILHO, 2006), a variação da sensibilidade ao dicromato de potássio,
está dentro dos limites aceitáveis (20,6 ± 5,6 mg.L
-1
).
Conforme Lotufo & Abessa (2002) não há um limite mínimo no número de
jovens (reprodução) para que o teste seja válido, contudo é necessário que haja
reprodução nas amostras controle. Os autores afirmam que fêmeas expostas ao
sedimento controle durante o período de 10 dias produzem, em geral, 39,6 ± 10,8
copepoditos e naúplios por fêmea.
Dessa forma podemos considerar que a reprodução nos controles na 1ª e 3ª
Campanhas ficou abaixo da média obtida por Lotufo & Abessa (2002). Apenas na 2ª
Campanha a reprodução atingiu valores aproximados aos expostos acima. Contudo
variações na reprodução são normais (Denis Abessa,
comunicação pessoal
).
Considerando as variações de reprodução nos controles normais, é possível
identificar as estações 1 e 3 como as mais tóxicas. Na 2ª Campanha foi observada
inesperadamente uma alta reprodução na estação 2. Já na 3ª Campanha a estação
65
do rio Malcozinhado apresentou reprodução bem mais elevada que a encontrada
nas amostras controle. Abessa (2002) considera que a toxicidade observada nas
amostras coletadas próximas ao emissário submarino de Santos, possa ter relação à
ingestão preferencial de algas, bactérias ou partículas contaminadas, cujo papel é
pouco conhecido como rota de exposição. E como ocorrido com o presente estudo,
não foi possível correlacionar a toxicidade com nenhum dos contaminantes
estudados.
Matias-Peralta et al. (2005) mostraram que apesar de conseguirem sobreviver
a variações de salinidade grandes (10 - 35), fêmeas de
Nitokra affinis
tem a
capacidade de reprodução e longevidade reduzida em salinidade entre 10 e 25 (18,8
± 1,5 e 98,8 ± 1,1 jovens.fêmea
-1
, respectivamente). As melhores taxas de
reprodução foram evidenciadas em salinidade entre 30 e 35 (123,0 ± 1,3
jovens.fêmea
-1
).
No mesmo estudo os autores identificaram a exposição a luz como um fator
que pode influenciar na reprodução e longevidade, sendo que baixas intensidade
são mais recomendáveis (25 µmol.m
-2
.s
-1
) e iluminação constante inibe totalmente a
reprodução. Houve pouca diferença na reprodução de fêmeas expostas a
fotoperíodos de 12 claro : 12 escuro e 1 claro : 23 escuro (125,4 ±1,1 e 131,4 ± 0,8
jovens.fêmea
-1
) Todavia esse estudo foi realizado com amostras de água não
levando em consideração que a exposição constante a luz faz com que os
organismos permaneçam mais tempo em contato com o sedimento.
Os padrões e as direções dos contaminantes do sedimento refletem a
complexidade de sistemas estuarinos. Flutuações observadas são provavelmente
relacionados com a distância da fonte de contaminação, mudanças na vazão de
água doce, eventos de ressuspensão do sedimento entre outros. Essas flutuações
estabelecem um padrão único nas concentrações para cada local (THOMPSON et
al. 1999).
Em estudo realizado por Magnusson et al. (1996) na baía de Kattegat e
Skagerrak Suécia, foi demonstrada que a toxicidade das amostras a
Nitokra spinipes
esteve correlacionada com organoclorados e com subprodutos da degradação do
pesticida DDT, DDD e DDE, enquanto que os outros contaminantes mensurados
(metais, amônia e HPA) estiveram relacionados com a toxicidade a
Daphina magna
e larvas de
Mytilus edulis
. Devido à complexidade envolvendo a mistura de
contaminantes em sedimentos, os autores recomendam que estudos de avaliação
66
da qualidade de sedimentos utilizem vários organismos testes já que a sensibilidade
aos inúmeros contaminantes podem diferir entre as espécies.
Hagopian-Schlekat et al. (2001) ao estudarem a sensibilidade do copépodo
Amphiascus tenuiremis
a cinco metais verificou que cádmio foi o mais tóxico e
chumbo menos tóxico para o efeito de letalidade em amostras de sedimento
contaminadas em laboratório (Cd > Cu(CL
50-96h
281,9 µg.g
-1
) > Ni > Zn(CL
50-96h
671.3 µg.g
-1
)> Pb (CL
50-96h
2462 µg.g
-1
). Os autores afirmam que os copépodos
estão mais expostos ao metal quando em contato com o sedimento integral do que
com água intersticial extraída através de centrifugação. Os metais podem se
associar com o carbono orgânico dissolvido e com colóides, ficando dessa forma
indisponível. Os valores mostrados acima são bem mais elevados que os valores
obtidos para as amostras de sedimentos do rio Ceará, contudo os efeitos somatórios
devem ser considerados.
Copépodos podem acumular metais contidos na água intersticial, através de
seu exoesqueleto fino e pelos tecidos moles especialmente durante a muda, ou por
ingestão e assimilação de sedimentos associados a metais. No estudo acima citado
foi verificado que a mistura dos metais (4,1 µg Cd .g
-1
, 42,5 µg Cu.g
-1
, 60,4 µg Ni.g
-1
,
59,4 µg Zn.g
-1
e 503,4 µg Pb.g
-1
) produziu uma toxicidade superior e aditiva para
Amphiascus tenuiremis
. Os autores concluem que estudo com sedimentos
contaminados em laboratório com um único metal e com mistura deles são úteis
para estimar os efeitos de forma comparativa e aditiva.
Segundo Bergmann Filho (2006), a sensibilidade à amônia não ionizada dos
copépodos
Nitokra
sp. assemelha-se com a obtida para anfípodos por Abessa &
Sousa (2003) com valores de CL
50-96h
1, 70 ± 0, 97 mg.L
-1
. A amônia não foi
mensurada para este teste, porém levando em consideração os dados obtidos para
o teste com anfípodo, é possível verificar a influência da amônia nas estações 3 e 4.
Apesar do maior valor de NH
3
ter sido encontrado na estação 2, não foi observada
toxicidade para os copépodos, ao contrário, nessa estação (2ª Campanha) foi
observada maior reprodução.
A região compreendida imediatamente acima do sedimento apresenta uma
relevante importância ecológica, uma vez que grandes quantidades de organismos
bênticos e epibênticos, inclusive gametas e larvas de animais da coluna d’água em
diversas fases importantes do desenvolvimento vivem nesse ambiente.
67
Testes que utilizam esse sistema tem diversas vantagens: complementam
dados obtidos em outras matrizes permitindo uma avaliação da qualidade do
sedimento mais ampla; permitem o uso de testes padronizados com embriões/larvas
de espécies sensíveis, incorporando dados sobre efeitos sub-letais; possibilitam a
realização de testes com sedimento intacto minimizando problemas causados pela
manipulação das amostras (amônia); e por fim retratam de maneira mais
aproximada, as condições reais a que tais organismos estão expostos (ANDERSON
et al., 1996).
As larvas planctônicas mais utilizadas em testes de toxicidade embrio-larvais
são de equinodermos e moluscos bivalves. As principais espécies de moluscos são
Mytilus edulis
,
Mytilus galloprovincialis
,
Crassostrea gigas
,
Perna perna
e de ouriços
do mar são
Arbacia punctulata
,
Paracentrotus lividus
,
Strogylocentrotus purpuratus,
Lytechinus variegatus
. No Brasil, o teste embrio-larval com
L. variegatus
foi
padronizado pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental de São
Paulo (CETESB, 1999) e Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT, 2006).
A metodologia padronizada pela ABNT (2006) para testes na interface
sedimento água utiliza um aparato oneroso, já que os tubos-teste precisam ser feitos
por encomenda, além de necessitarem de um amplo espaço físico para montagem
dos experimentos (PRÓSPERI, 2002). Sendo assim, para as amostras de
sedimentos de estuários do Ceará foi utilizada metodologia descrita por Cesar
(2003).
As amostras coletadas no estuário do rio Ceará foram tóxicas a 100% dos
embriões de
L. variegatus
expostos à interface sedimento/água. Os efeitos
observados variaram desde o impedimento da divisão celular até destruição total
dos embriões.
Apesar de na 3ª Campanha as amostras coletadas nos estuários dos rios
Malcozinhado e Pacoti terem revelado toxicidade estatisticamente significativa, foi
possível observar um desenvolvimento acima de 70 % de larvas normais.
Vários estudos têm considerado que a amônia é um dos principais fatores que
mascaram os resultados das análises ecotoxicológicas em sedimentos (CARR et al.
2001, PRÓSPERI, 2002, LOSSO et al. 2007). Prósperi (2002) determinou a
concentração de 0,05 mg.L
-1
de amônia não ionizada como valor máximo aceitável
em testes de toxicidade com embriões de
L. variegatus
. Foi demonstrado também
que os teores de NH
3
na água intersticial foram várias vezes superiores que os
68
valores encontrados na interface. A concentração de amônia na interface de
sedimentos de estuários do Ceará não foi mensurada, porém analisando os dados
obtidos para água superficial (anfípodos) e para elutriatos é possível afirmar que os
valores obtidos para água superficial foram bem mais elevados, sugerindo que a
amônia presente do sedimento seja encontrada mais facilmente na coluna d’água.
Kobayashi e Okamura (2004) estudando água drenada de uma mina
abandonada verificaram a presença de metais pesados (900 µg Mn.L
-1
,510 µg Pb
.L
-1
, 12 µg Cd.L
-1
; 38 µg Zn.L
-1
; 0,62 µg Cr.L
-1
; 6,9 µg Ni.L
-1
, 3700 µg Fe.L
-1
e 8,4 µg
Cu.L
-1
). Ao realizar teste de toxicidade com o ouriço do mar
Anthocidaris crasispina
com amostras dessa mina, esse autor registrou anomalias possivelmente induzidas
por estes metais. As anomalias mais freqüentes foram exogástrula, malformações no
esqueleto e retardamento em estágio de gástrula. A despeito de não ter sido
analisada a composição da água na interface, é possível ver que a concentração de
alguns metais extraídos do sedimento do estuário do rio Ceará por digestão parcial,
ou seja, na fase biodisponível, estão acima dos níveis apresentados por Kobayashi e
Okamura, podendo ter contribuído para a toxicidade observada (110,1 µg Zn.g
-1
;
35,4 µg Cu.g
-1
; 76,1 µg Cr.g
-1
).
A discriminação dos efeitos tóxicos observados pode ser usada com uma
ferramenta auxiliar para hierarquização das amostras tóxicas, em função da
intensidade do efeito, indicando quais áreas precisam ser priorizadas ou mais
intensamente avaliadas. Prósperi (2002) apresenta seus dados sobre a toxicidade
de sedimento do complexo estuarino de Santos - São Vicente/São Paulo de acordo
com o estágio de desenvolvimento larval de forma que a toxicidade é maior quando
estágios iniciais do desenvolvimento são observados. Seguindo esse raciocínio foi
possível ordenar as estações do estuário do rio Ceará por grau de toxicidade
crescente, sendo E1<E2<E3=E4.
Prósperi (2002) ainda observou o incremento de metais na interface em
comparação com a água de diluição, corroborando que contaminantes presentes no
sedimento podem ser liberados para a coluna d’água.
Testes com elutriatos foram desenvolvidos inicialmente para avaliar o
potencial tóxico a curto prazo, de contaminantes liberados pelo material dragado
disposto em mar aberto. Ultimamente essa metodologia também tem sido aplicada
para avaliar o potencial tóxico de fenômenos de ressuspensão do sedimento (VOLPI
GHIRARDINI et al., 2005).
69
Nilin et al. (2007) utilizaram a metodologia padronizada pela CETESB para o
testes embrio-larval com
L. variegatus
com algumas modificações que permitiram o
uso de um volume menor de amostra de água (2,5 mL) do rio Ceará. Os testes
foram realizados em microescala com placas de poliestireno com 24 cavidades em
vez de tubos de vidro de 10 mL. A comparação com a metodologia padronizada pela
CETESB não mostrou diferença na sensibilidade dos organismos (
dados não
publicados
), fato que comprova a eficiência do método. As modificações introduzidas
são importantes principalmente para testes que dispõem de pequeno volume de
amostras, por exemplo, água intersticial. Além disso, problemas com a ineficiência
da lavagem dos tubos de ensaio são eliminados já que as placas são estéreis e
descartáveis. Essa metodologia foi aplicada com sucesso com as amostras de
elutriato e AIT.
Neste mesmo trabalho foi observada grande toxicidade em amostras de água
coletadas próximas a confluência do rio Maranguapinho. Esse rio além de receber
efluentes industriais tratados pela Companhia de Água e Esgoto do Ceará
(CAGECE), recebe aporte de esgotos domésticos não tratados que são lançados
diretamente nas águas do rio. Vale ressaltar que nem todas as indústrias do
Complexo Industrial do Maracanaú têm os efluentes tratados por sistemas próprios
ou pela CAGECE. Segundo laudo expedido pela SEMACE (2007) o efluente lançado
pela Estação de Tratamento de Esgoto do Sistema Integrado do Distrito Industrial
(SIDI) está de acordo com os parâmetros estabelecidos pela Portaria SEMACE
154/02, todavia as águas a jusante e a montante da ETE apresentam parâmetros
em desacordo com a Resolução CONAMA Nº 357/05 para águas doce Classe 2
(cor, nitrogênio amoniacal total, O.D., cloretos, clorofila “a” e fósforo total). Tais
resultados sugerem que há outras fontes de contaminação na região e dessa forma
a capacidade de diluição do rio seja comprometida.
De acordo com os resultados obtidos para os elutriatos, as estações 1 e 2
foram as estações mais tóxicas mesmo na maior diluição (25%), quando os efeitos
tóxicos causados pelo baixo teor de oxigênio e amônia tendem a ser mais brandos,
sugerindo que outros contaminantes contribuem para a toxicidade observada. O
desenvolvimento de larvas normais a 50% dos elutriatos das estações 3 e 4 (3ª
Campanha) sugerem que as amostras dessa Campanha foram menos tóxicas que
as da anterior.
70
As estações dos rios Malcozinhado e Pacoti em geral não foram tóxicas
nesse teste, com exceção da 3ª Campanha para a estação MC (100 %). Os valores
de amônia (2ª Campanha) nas amostras de referência e controle estiveram dentro
dos limites recomendados por Prósperi (2002).
Long et al. (1990) não encontraram efeitos tóxicos significativos em elutriatos
de sedimentos coletados na baía de São Francisco – EUA, testados com embriões
de
Strongylocentrotus purpuratus
. Contudo quando realizado testes de fertilização
com as mesmas amostras houve toxicidade significativa inclusive nos controles. Os
autores comentam que efeito tóxico encontrado (não fertilização) deveu-se
provavelmente a baixa densidade de espermatozóides em algumas baterias de
testes.
Volpi Ghirardini et al. (2005) compararam os resultados de elutriatos da lagoa
de Veneza para os testes embrio-larval e de fertilização e concluíram que o teste
embrio-larval demonstrou ser mais sensível e apresentou uma maior capacidade
discriminatória em relação às estações e campanhas. Tal fato foi comprovado no
presente estudo, onde não houve redução da fertilização dos ovos após incubação
dos espermatozóides (20 minutos) em amostras brutas dos elutriatos (dados não
mostrados).
Carr et al. (2006) também afirmam que amônia raramente contribui para
toxicidade de amostras de água intersticial em testes de fertilização, porém em
testes envolvendo embriões ela pode influenciar bastante. Fundamentado nesses
fatos os autores recomendam a realização dos dois testes para ajudar na
interpretação dos efeitos da amônia, diferenciando a toxicidade de outros
contaminantes (CARR et al., 2001).
Por outro lado, McDonald (2005) afirma que testes com elutriatos são menos
suscetíveis, mas não imunes a interferência da amônia em virtude do desenho
experimental (pequena quantidade de sedimento em relação ao volume de água de
diluição adicionada -1:4).
Na interpretação dos dados é imprescindível distinguir os efeitos biológicos
influenciados por compostos não persistentes como amônia e sulfetos, de
compostos persistentes, sendo que algumas vezes os efeitos desses podem ser
subestimados (HO et al 2002; STRONKHORST et al 2003).
O oxigênio dissolvido nos elutriatos provavelmente foi fator determinante para
a alta toxicidade das manipulações sem diluição (100%) das amostras, mesmo as
71
amostras tendo sido aeradas por 60 min antes das manipulações (3ª Campanha).
Sendo assim a partir da diluição de 50% as manipulações começaram a mostrar
redução na toxicidade, por exemplo, com a manipulação de aeração (180 min) que
teve redução de 50% na toxicidade, demonstrando que o oxigênio dissolvido já não
seria um fator limitante.
Stronkhorst et al. (2003) preferiu não realizar a manipulação com aeração
uma vez que as amostras coletadas no porto de Harlingen – Holanda, já que tinham
sido aeradas previamente por 2 horas, para a concentração mínima requerida para
testes com anfípodo (
C. volutator
) e ouriço (
P. miliaris
).
Ho et al. (2002) levantam alguns questionamentos sobre a interpretação dos
resultados da AIT em amostras de água intersticial e de amostras solubilizadas.
Entre os questionamentos estão a mudança na biodisponilidade de metais pela
oxidação da amostra em contato com o ar ou quando é necessário aerar para a
exposição dos organismos-teste; alterações de pH devido a volatilização do CO
2
;
exposição subestimada de compostos que aderem aos recipientes – teste;
sobreexposição dos organismos que normalmente não são expostos a 100% da
água intersticial, como também a eliminação das outras rotas de exposição. Por
outro lado esses métodos podem ser razoavelmente aproximados da exposição em
campo para compostos orgânicos, metais e amônia principalmente para organismos
que tem essa rota como principal via de exposição.
De forma geral todas as manipulações reduziram a toxicidade dos elutriatos.
Na estação 1 destaca-se a redução pelas manipulações com aeração, EDTA e
Ulva
sp., sugerindo que esta estação esteja sobre influência de compostos voláteis e
oxidáveis como substâncias cloradas, metais (Cu e Mn) e amônia. A estação 2 foi
tóxica ainda na diluição de 50 %, e na diluição de 25% teve toxicidade reduzida por
todos os tratamentos de forma semelhante, sugerindo que além dos possíveis
contaminantes citados acima, a região sofre influência de metais e outros compostos
que ficam adsorvidos nos sólidos particulados.
Na estação 3 as manipulações com EDTA, filtração, aeração, e adição de
Ulva
sp., reduziram significantemente a toxicidade que teve grande influencia da
amônia. Já a estação 4 teve a toxicidade reduzida principalmente pela adição de
Tiossulfato de sódio. Nessa estação não houve influência de amônia ou de
contaminantes ligados à materiais particulados.
72
Burgess et al. (2003) compararam a capacidade de remoção de amônia pelos
métodos de adição de
Ulva lactuta
, o mineral zeólito e aeração seguida de aumento
do pH (10), e verificaram que a macroalga atua melhor na remoção de toxicidade.
Ho et al. (2002), verificaram que na manipulação com
Ulva
sp., com amostras
de água intersticial de sedimentos de portos dos Estados Unidos, a toxicidade não
foi reduzida, fato esse considerado surpreendente já que em muitos testes que
aplicaram AIT consideraram o uso de água intersticial um método de
sobreexposição a amônia bastante solúvel em água. Contudo Miller et al. 1990 não
registraram concentrações tóxicas de amônia não ionizada em águas intersticiais.
Como conclusão Ho et al. (2002) sugerem que estudos mais aprofundados
devem ser realizados para verificar a real existência dos compostos identificados na
Fase I com análises laboratoriais, bem como a utilização de mesocosmos para
avaliação em campo dos efeitos desses contaminantes.
Já no estudo realizado por Stronkhorst et al. (2003) identificaram a presença
de amônia na amostra bruta, porém esse fator não explicou totalmente a toxicidade
presente na amostra. Os autores afirmam que no processo de aeração necessário
para realização dos bioensaios, os sulfetos são oxidados a sulfatos (menos tóxicos)
sendo improvável que os sulfetos influenciem na toxicidade. E apesar de conter
concentrações baixas de metais na água intersticial foi possível identificar uma
redução significativa na toxicidade na manipulação com EDTA em teste com
C.
volator
e
P. miliaris
, fato esse atribuído a outros compostos iônicos não pesquisados.
A Fase I da AIT ainda pode incluir manipulações de pH, extração através da
coluna de C
18
e adição de metanol. Caso seja necessário as manipulações podem
ser conjugadas para uma melhor avaliação.
De acordo com as análises univariada e multivariada foi possível verificar que
a toxicidade encontrada nos testes com as 3 espécies não pode ser correlacionada
totalmente com os parâmetros mensurados.
Após analisar as vantagens e desvantagens de utilizar a água intersticial
como rota mais importante de exposição para organismos infaunais, Chapmann et
al. (2002) conclui que a manipulação da água intersticial pode gerar alterações nas
amostras que podem subestimar ou superestimar as concentrações biodisponíveis,
por conseqüência a toxicidade. Apesar de haver os mesmos problemas com
manipulações do sedimento, este tem capacidade “amortecer” a exposição aos
contaminantes tanto do sedimento integral quanto da água intersticial. Dessa forma
73
todas as rotas de exposição atuam de forma conjunta sobre os organismos
aquáticos.
McDonald (2005) considera que a decisão de incluir testes de toxicidade com
água intersticial ou elutriatos em avaliações da qualidade do sedimento é uma
questão específica de cada tipo de estudo e que a relevância da rota de exposição
para espécies selecionadas deve ser considerada. O autor afirma ainda que o teste
com interface sedimento/água pode ser uma alternativa para testes com água
intersticial, já que simula um cenário de exposição com maior relevância ecológica
do que a exposição de organismos da coluna d’água a 100% da água intersticial.
Apesar dos resultados apresentados no presente trabalho não demonstrarem
a causa da toxicidade do sedimento, foi claramente observado que uma gama de
classes químicas está envolvida na toxicidade observada nessa região.
Sendo assim estudos de avaliação da qualidade de sedimentos são
importantes uma vez que muitos contaminantes persistentes acumulam-se nesse
compartimento, e assim é possível observar como os contaminantes carreados pela
água são distribuídos no ambiente aquático. Por outro lado, estudos com amostras
de águas apenas refletem a situação no momento da coleta.
O alto custo de análises químicas inviabiliza estudos de identificação e
quantificação de contaminantes, dessa forma a aplicação de bioensaios aceleram o
entendimento sobre como o ecossistema está respondendo a inúmeras fontes
difusas de poluição, de forma mais econômica e prática.
Em síntese os sedimentos amostrados nas quatro estações do estuário do rio
Ceará foram tóxicos nos testes de toxicidade realizados.
O teste de toxicidade com sedimento integral utilizando o anfípodo Tiburonella
viscana apresentou boa reprodutibilidade, com sobrevivência acima de 80% no
controle, nas três Campanhas realizadas. Amostras de sedimento da estação 1 e da
estação 2 foram tóxicas, nesse teste, em todas as Campanhas. As demais estações
foram tóxicas na 2ª e 3ª Campanhas.
Os resultados para o teste de toxicidade com o copépodo
Nitokra
sp. foram
inconclusivos, posto que a reprodução no controle ficou abaixo do esperado, sendo
dessa forma complexa a atribuição de toxicidade para as amostras coletadas no
estuário do rio Ceará.
Através da discriminação de efeitos adversos observados em todas as
estações, em embriões do ouriço do mar Lytechinus variegatus expostos a interface
74
sedimento/água, foi possível hierarquizar as estações do estuário do rio Ceará de
acordo com a toxicidade, sendo que as estações 3 e 4 foram as mais tóxicas,
seguidas pela estação 2 e por fim, a estação 1. De forma contrária, os testes
realizados com elutriatos aquosos revelaram maior toxicidade nas estações 1 e 2.
Vale ressaltar que essas estações encontram-se próximas a confluência do rio
Maranguapinho que perfaz inúmeros bairros sem saneamento básico e também
recebe efluentes do Distrito Industrial de Maracanaú, tratados ou não.
Foram observadas concentrações elevadas de amônia não ionizada, na água
superficial do teste com anfípodos e nos elutriatos da 2ª Campanha, que podem ter
contribuído para toxicidade observada. Contudo após a caracterização da toxidade
através de manipulações para Avaliação e Identificação da Toxicidade (AIT) com
elutriatos obtidos na 3ª Campanha, foi possível observar que além da amônia,
compostos voláteis, oxidáveis, metais, sólidos suspensos e substâncias ligadas a
particulados contribuíram para toxicidade observada.
As análises sedimentológicas e químicas revelaram um gradiente de metais,
matéria orgânica e porcentagem de lama tendendo a decrescer em direção a foz.
Em comparação com outros trabalhos realizados na área, os valores mensurados no
presente trabalho foram mais elevados, mostrando que o estuário recebeu maior
aporte de metais e nutrientes nos últimos anos.
A correlação linear e a análise dos componentes principais entre os
parâmetros abióticos, metais e toxicidade demonstraram que os parâmetros
pesquisados não explicam totalmente a toxicidade observada nesse estudo.
Apesar da contaminação por metais ser baixa em relação a outros estuários
do Brasil e de outros países, foi observada toxicidade elevada em diversos
bioensaios, e, por conseguinte colocam em risco a biota local. Os dados obtidos pelo
presente estudo enfatizam a necessidade de melhorias de tratamento de efluentes e
de saneamento básico nos bairros que margeiam os rios Maranguapinho e Ceará.
75
7. CONCLUSÃO
As amostras de sedimento coletados no estuário do rio Ceará apresentaram
toxicidade nos testes realizados com a fase sólida (integral), com a fase líquida
(elutriato) e também na interface sedimento/água. Não foi evidenciada correlação
significativa dos metais pesquisados (Cu, Cr, Pb e Zn), fração de finos e de areia,
carbonatos e matéria orgânica com a toxicidade nos testes, sugerindo que outros
contaminantes contribuam para os efeitos observados.
Os dados sobre a qualidade do sedimento do estuário do rio Ceará, corrobora
os dados obtidos para amostras de água superficial, demonstrando que os
contaminantes são introduzidos principalmente através do rio Maranguapinho,
enfatizando a necessidade de melhorias de tratamento de efluentes e saneamento
básico nos bairros que margeiam os rios Maranguapinho e Ceará.
76
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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91
APENDICE 1 –
Concentração (Média, Desvio e Coeficiente de Variação (CV%) de Metais nas estações dos estuários dos rios Ceará, Malcozinhado e Pacoti
Média Desvio Erro /CV %
Média
Desvio
Erro /CV %
Média
Desvio
Erro /CV %
Média
Desvio
Erro /CV %
1C E1
24,85
2,07
8,31
35,39
0,55
1,55
109,55
2,98
2,72
76,06
3,06
4,03
1C E2
10,77
1,67
15,54
11,44
0,48
4,22
59,41
3,35
5,64
18,98
1,41
7,42
1C E3 15,92 0,15 0,96 11,78 0,09 0,77 74,86 3,80 5,07 27,33 3,56 13,04
1C E4
3,07
0,50
16,18
0,63
0,04
6,05
5,47
0,36
6,59
5,12
0,64
12,44
2C E1
30,34
2,56
8,45
31,16
2,02
6,49
93,81
1,30
1,39
68,34
6,93
10,15
2C E2
16,22
0,59
3,66
11,93
0,38
3,22
68,76
10,71
15,58
22,82
1,50
6,56
2C E3 12,23 0,20 1,63 5,35 1,15 21,56 36,35 1,62 4,45 13,75 4,11 29,91
2C E4
4,37
0,24
5,44
1,92
0,07
3,46
7,95
0,11
1,44
6,08
0,76
12,51
2C MC
12,66
0,19
1,46
4,63
0,24
5,27
118,33
7,00
5,91
13,98
0,82
5,87
3C E1 27,28 0,20 0,74 5,41 0,04 0,73 106,45 1,17 1,10 63,55 0,90 1,42
3C E2
25,07
0,64
2,56
4,82
0,18
3,70
110,10
0,48
0,43
28,55
0,39
1,37
3C E2
17,65
0,13
0,75
2,25
0,10
4,57
74,82
6,12
8,18
25,96
0,00
0,00
3C E3
6,74
1,05
15,62
0,67
0,00
0,61
8,17
0,13
1,64
9,74
0,14
1,45
3C E4
6,65
0,88
13,16
1,13
0,00
0,29
24,61
2,46
9,98
18,01
0,40
2,24
CHUMBO (Pb) COBRE (Cu) ZINCO (Zn) CROMO (Cr)
92
APENDICE
2 –
Condições Físico Químicas da água nas Câmaras teste no início e ao final no testes de toxicidade com sedimento integral das estações dos
estuários dos rios Ceará, Malcozinhado e Pacoti, e da Ilhabela. A. 1ª Campanha. B. 2ª Campanha. C. 3ª Campanha
A.
Identificação
Inicial
Final
Inicial
Final
Inicial
Final
E1 8,21 7,99 35,0 35,0 25,1 25,5
E2 8,03 8,03 35,0 35,0 24,9 25,4
E3 8,10 8,00 35,0 36,0 25,2 25,5
E4 8,02 8,07 35,0 36,0 25,0 25,6
Controle Ilhabela
8,00
8,11
34,0
35,0
25,3
25,5
Salinidade Temperatura (ºC)pH
B.
NH4+ (mg/L) NH3 (mg/L)
Identificação Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final
E1 7,18 8,11 37,0 38,0 23,0 24,0 3,42 6,6 5,3 0,27
E2 6,88 8,37 37,0 39,0 23,0 24,0 3,09 6,22 36,2 3,23
E3 7,83 8,78 36,0 38,0 23,0 24,0 3,14 6,87 8,9 1,80
E4 7,44 8,57 36,0 38,0 23,5 24,0 3,41 6,89 23 3,11
MC 7,99 8,33 37,0 38,0 23,0 24,0 5,81 7,01 1,65 0,14
Controle Ilhabela 8,05 8,26 37,0 36,0 23,0 24,0 5,62 7,19 0,05 0,00
O.D. (mg/L)pH Salinidade Temperatura (ºC)
C.
Identificação Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final
E1 6,67 8,31 35,0 36,0 25,0 25,0 2,74 7,59
E2 6,49 7,92 35,0 36,0 25,0 25,0 0,87 7,59
E3 7,40 8,52 36,0 38,0 25,0 25,0 5,12 8,07
E4 7,44 8,62 36,0 40,0 25,0 25,0 3,63 8,13
MC 7,59 8,20 35,0 36,0 25,0 25,0 4,64 8,88
PT 7,52 8,80 36,0 37,0 25,0 25,0 5,1 8,73
Controle Ilhabela 7,73 8,12 36 40 25,0 25,0 6,85 8,03
pH Salinidade Temperatura (ºC) O.D. (mg/L)
93
APENDICE 3 –
Parâmetros Físico - Químicos das amostras de Elutriatos (100%) das estações dos
estuários dos rios Ceará, Malcozinhado e Pacoti e da Água de diluição no testes de
toxicidade com embriões de ouriço do mar
Lytechinus variegatus
.
A. 2ª Campanha. B. 3ª Campanha
A
.
pH sal temp (ºC) OD (mg/L) NH4+ (mg/L) NH3 (mg/L)
Identificação
E1 7,47 34 24 NM 3,64 (25%) 0,05
E2 7,33 34 24 NM 1,57 (6,25%) 0,01
E3 7,46 34 24 NM 7,5 (50%) 0,09
E4 7,46 35 24 NM 3,12 (25%) 0,04
MC 7,56 33 24 NM 0,53(100%) 0,01
Controle 8,35 35 24 NM 0,04 (100%) 0,00
B.
pH sal temp (ºC) OD (mg/L)
Identificação
E1 6,94 33 24 0,39
E2 7,27 35 24 0,26
E3 7,35 37 24 0,72
E4 7,27 31 24 0,79
MC 7,09 35 24 4,28
PT 7,17 37 24 2,45
Controle 8,09 35 24 7,98
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