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UNIVERSIDADE DO EXTREMO SUL CATARINENSE – UNESC
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS AMBIENTAIS
AVALIAÇÃO AMBIENTAL DO RIO DA LAJE E SUAS INTERAÇÕES COM O
ECOSSISTEMA COSTEIRO NO MUNICÍPIO DE SOMBRIO – SC
GRASIELE RAUPP
CRICIÚMA, SC
2008
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1
GRASIELE RAUPP
AVALIAÇÃO AMBIENTAL DO RIO DA LAJE E SUAS INTERAÇÕES COM O
ECOSSISTEMA COSTEIRO NO MUNICÍPIO DE SOMBRIO – SC
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Ciências Ambientais da
Universidade do Extremo Sul Catarinense para
obtenção de título de Mestre em Ciências
Ambientais.
Orientador:
Prof. Dr. Carlyle Torres Bezerra de Menezes.
Área de Concentração: Ecologia e Gestão de
Ambientes Alterados
Criciúma, SC
2008
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2
Dedico este trabalho aos meus pais, Lauro e
Noely, em reconhecimento e agradecimento
sincero pelo incansável suporte, compreensão,
amizade, cumplicidade, inabalável amor e
oração.
3
AGRADECIMENTOS
Ao Senhor Deus Nosso Pai, que na figura da Santíssima Trindade, dá-me força,
sabedoria e paz ao coração.
Ao orientador Prof. Dr. Carlyle Torres Bezerra de Menezes pelas diretrizes seguras,
pelo incentivo, confiança e amizade. Que Deus sempre o proteja.
Ao Excelentíssimo Senhor prefeito do município de Sombrio, José Milton Scheffer e
Câmara de Vereadores, pelo incentivo ao trabalho e pelo suporte financeiro para a realização
deste projeto.
Aos meus pais, Lauro e Noely, pela vida e por toda a força e oração que dedicam a mim
em todos os momentos, amo-vos eternamente.
À minha sobrinha Lara, que durante o período de mestrado, ajudou-me intensamente e
deu sempre aquela força para atravessar os obstáculos, amo-te.
Ao meu sobrinho Níkolas, por muitas vezes ter ido acompanhar-me aos trabalhos de
campo, Deus te abençoe sempre.
À minha família, em especial aos meus irmãos Jeferson e Cleber e aos meus padrinhos
Gisleno e Raquel, por terem sempre acreditado e confiado em mim, meus grandes amores.
Ao meu namorado Rangel pela compreensão, incentivo e paciência durante essa
jornada, amo-te.
Ao meu grande amigo e incentivador Everaldo Scheffer Ramos (Nino) pela intensa
dedicação a este projeto.
Aos colegas de mestrado, em especial ao Geverson, Hugo e Mari Dreher, que se
tornaram verdadeiros amigos nessa jornada de estudos, por toda a amizade, compreensão e
carinho.
Aos funcionários do IPAT, Valter e Renan, pelo vosso trabalho, companheirismo e
amizade.
À UNESC por tornar este trabalho possível.
4
"Com efeito, um homem ignorante de suas
circunstâncias, um homem que desconhece a
mecânica dos fenômenos que ocorrem ao seu
redor, que não sabe sobre a natureza de todas
as coisas que estão ao seu lado, tem, em
qualquer tempo, parcas chances e
sobrevivência, poucas possibilidades de vida”.
(Luiz Fernando Garcia)
5
RESUMO
Este trabalho apresenta e discute os resultados obtidos na avaliação da qualidade da
água e do sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje, localizada entre os municípios de
Sombrio, Santa Rosa do Sul, Ermo, Jacinto Machado, no Sul do Estado de Santa Catarina.
Com o objetivo de subsidiar medidas de recuperação ambiental desse importante recurso
hídrico regional, foram avaliadas as concentrações de metais pesados na água e nos
sedimentos do rio da Laje, a presença de bactérias coliformes na coluna d’água e a quantidade
de matéria orgânica (MO) no sedimento. As concentrações obtidas para o oxigênio dissolvido,
apresentaram valores entre 3,40 e 9,10 mg L
-1
. Os valores de DBO variaram entre 1,00 e
14,00 mg L
-1
. A DQO mais baixa foi 23,60 mg L
-1
, ocorrendo nos meses de novembro/06 e
agosto/07 e, o valor mais elevado foi 51,60 mg L-1 na coleta do mês de outubro/07. Quanto à
porcentagem de MO presente no sedimento, ocorreram variações entre 0,24% no mês de
agosto/07 e 49,91% no mês de novembro/06. Esses resultados revelaram que o rio possui um
grande aporte de carga orgânica proveniente do lançamento de efluentes domésticos e
industriais, demonstrando a influência dos aglomerados urbanos sobre a poluição hídrica.
Durante a determinação dos metais pesados arsênio e chumbo, apenas esse último foi
detectado, porém, o resultado obtido inseriu-se dentro dos limites estabelecidos pela
Resolução 357/05 do CONAMA. Para os metais ferro e manganês, os valores médios
encontrados, respectivamente de 2,35 mg L
-1
e 0,20 mg L
-1
, evidenciaram que as
concentrações desses metais encontram-se acima dos limites permitidos pela legislação
brasileira. Na análise dos sedimentos, as concentrações de arsênio, ferro e manganês
demonstraram, respectivamente, médias iguais a 3,27 mg kg
-1
, 14.389,58 mg kg
-1
e 330,50 mg
kg
-1
. Considerando-se os limites de concentração estabelecidos pela Resolução 344/04 do
CONAMA, o ferro e o manganês podem ser caracterizados como contaminantes ambientais.
Além desse aspecto, conforme a legislação americana da U.S. EPA, o arsênio pode ser
considerado também um potencial contaminante do rio da Laje.
Palavras-chave: sedimentos contaminados, bacias hidrográficas, recuperação ambiental
metais-traço, ecossistemas costeiros.
6
ABSTRACT
This work presents and discusses the results obtained in the evaluation of the quality
of the water and the sediment of the Hydrographic Basin of Rio da Laje, located among the
municipal districts of Sombrio, Santa Rosa do Sul, Ermo, Jacinto Machado and Araranguá, in
the South of the State of Santa Catarina. In order to subsidize measures of environmental
recovery of this important regional water resource have been evaluated the concentrations of
heavy metals in water and sediments of the Laje river's, the presence of coliform bacteria in
the water column and the amount of organic matter (OM) in the sediment. The concentrations
obtained for the dissolved oxygen, they presented values between 3, 40 and 9, 10 mg L
-1
.
The values of DBO varied between 1, 00 and 14, 00 mg L
-1
. Lowest DQO was 23, 60 mg L
-1
,
happening the months of november/06 and august/07, the highest value was 51, 60 mg L
-1
in
the collection of the month of october/07. With relationship to the percentage of present
organic matter in the sediment, they happened variations among 0, 24% the month of
august/07 and 49, 91% in the month of november/06. These results showed that the river has
a large supply of organic load from the launch of domestic and industrial effluents,
demonstrating the influence of urban areas on water pollution. During the determination of
heavy metals arsenic and lead, only the latter was detected, however, the obtained result
interferes inside of the established limits for the Resolution 357/05 of CONAMA. In what it
refers to the elements iron and manganese, the found medium values, respectively of 2, 35 mg
L
-1
and 0, 20 mg L
-1
, verified that the concentrations of those metals are above the limits
allowed by the Brazilian legislation. In the analysis of sediments, the arsenic concentrations,
iron and manganese demonstrated the presence of these elements respectively in medium
concentrations same to 3, 27 mg kg
-1
, 14.389,58 mg kg
-1
and 330, 50 mg kg
-1
. Being
considered the established concentration limits for the Resolution 344/04 of CONAMA, the
iron and the manganese can be characterized as environmental pollutants. Beyond of that
aspect, according to the American legislation of U.S. EPA, the arsenic can also be considered
a disturbing potential of the natural balance of the Laje river’s.
Key words: polluted sediments, watershed, environmental recovery, trace-metal and coastal
ecosystems.
7
LISTA DE FIGURAS
Figura 4.1 Localização da Bacia Hidrográfica do rio da Laje em Santa Catarina. ................. 52
Figura 4.2 Bacia Hidrográfica do rio da Laje. ......................................................................... 53
Figura 4.3 Macrolocalização dos pontos de amostragem na Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
.................................................................................................................................................. 57
Figura 4.4 Local desprovido de vegetação arbórea, sofrendo com as intempéries. ................ 58
Figura 4.5 Foz do rio depois de um período de chuva. ........................................................... 58
Figura 4.6 Os animais às margens do rio contribuem para a destruição da vegetação e a
erosão. ....................................................................................................................................... 59
Figura 4.7 Funcionários do IPAT realizando a coleta de sedimento. ...................................... 60
Figura 4.8 Lixo jogado às margens do rio da Laje. ................................................................. 60
Figura 4.9 Canalização de esgoto doméstico clandestina às margens do rio. ......................... 61
Figura 4.10 Algumas espécies de peixes servem de alimento à população ribeirinha. ........... 61
Figura 4.11 Quintal de uma casa situada às margens do rio. Local de criação de animais ..... 62
Figura 4.12 Influência das atividades agrícolas e a presença de criação de bovinos. ............. 63
Figura 4.13 Bomba utilizada pelos rizicultores para a retirada de água do rio para as ........... 63
Figura 4.14 Destaque para a cultura de arroz irrigado atrás da casinha da bomba e a ............ 64
Figura 4.15 Coleta de água da Bacia Hidrográfica do rio da Laje para análise. ..................... 65
Figura 4.16 Anotação das temperaturas do ar e da água, bem como os valores de pH e OD. 66
Figura 4.17 Coleta de sedimento usando draga para maiores profundidades. ........................ 67
Figura 4.18 Coleta de sedimento em profundidades menores, utilizando a “draguinha”. ...... 68
Figura 4.19 Acondicionamento do material em sacos plásticos.............................................. 68
Figura 5.1 Monitoramento hidrológico permanente do córrego Garuva, afluente do rio da
Laje. .......................................................................................................................................... 70
Figura 5.2 Valores de pH das águas do rio da Laje medidos in situ. ...................................... 72
Figura 5.3 Solubilidade de hidróxidos metálicos. ................................................................... 73
Figura 5.4 Concentração de OD nas águas do rio da Laje. ..................................................... 75
Figura 5.5 Lançamento direto de esgoto doméstico no bairro Raizeira. ................................. 76
Figura 5.6 Presença de plantas aquáticas nas águas do rio da Laje. ........................................ 77
Figura 5.7 Avaliação da DQO durante o período de amostragem. ......................................... 78
Figura 5.8 Concentração de ferro total nas águas da Bacia Hidrográfica do rio da Laje. ....... 80
Figura 5.9 Concentração de manganês total nas águas do rio da Laje. ................................... 81
Figura 5.10 Níveis de turbidez para as águas do rio da Laje. .................................................. 82
8
Figura 5.11 Concentração de ferro total no sedimento do rio da Laje. ................................... 90
Figura 5.12 Concentração de manganês total no sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da
Laje. .......................................................................................................................................... 90
9
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 Concentração de alguns elementos-traço, de acordo com padrões mundialmente
estabelecidos. ............................................................................................................................ 24
Tabela 3.2 Classificação granulométrica dos sedimentos. ...................................................... 34
Tabela 3.3 Escala Granulométrica de Wentworth (1922). ...................................................... 35
Tabela 4.1 Identificação e localização dos pontos de amostragem. ........................................ 56
Tabela 5.1 Descrição dos parâmetros químicos, físicos e microbiológicos. ........................... 69
Tabela 5.2 Valores de pH avaliados no rio da Laje. ................................................................ 71
Tabela 5.3 Valores de OD medidos em água. ......................................................................... 74
Tabela 5.4 Demandas bioquímica e química de oxigênio analisadas no rio da Laje. ............. 76
Tabela 5.5 Concentrações de ferro e manganês totais em água. ............................................. 79
Tabela 5.6 Medidas de turbidez da água. ................................................................................ 82
Tabela 5.7 Presença de coliformes totais na água. .................................................................. 83
Tabela 5.8 Presença de coliformes fecais na água. .................................................................. 84
Tabela 5.9 Descrição dos parâmetros analisados no sedimento do rio da Laje. ...................... 85
Tabela 5.10 Granulometria do sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje. ................... 86
Tabela 5.11 Avaliação de arsênio e chumbo no sedimento do rio da Laje. ............................ 88
Tabela 5.12 Análise da presença dos metais ferro e chumbo em sedimento. .......................... 89
Tabela 5.13 Porcentagem de matéria orgânica no sedimento.................................................. 91
Tabela 5.14 Medidas de pH dos sedimentos. .......................................................................... 92
10
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
[metal] Concentração em mol L
-1
2,4,5-T Ácido 2,4,5-triclorofenóxiacético
Cfa Clima subtropical úmido ou mesotérmico úmido
CIRAM Centro de Informações de Recursos Ambientais e de Hidrometeorologia
de Santa Catarina
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
E.A.A Espectroscopia de Absorção Atômica
EPAGRI Empresa de Pesquisa Agropecuária e Extensão Rural de Santa Catarina
FAD Flotação por Ar Dissolvido
HPAs Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos
IPAT Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas
IQA Índice de Qualidade da Água
NMP Número Mais Provável
pH Potencial Hidrogeniônico
SAMAE Serviço Autônomo Municipal de Água e Esgoto
U.S EPA Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos
UNT Unidade Nefelométrica de Turbidez
11
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................... 13
2 OBJETIVOS ........................................................................................................................ 15
2.1 Objetivo Geral .................................................................................................................. 15
2.2 Objetivos Específicos ........................................................................................................ 15
3 REVISÃO DE LITERATURA ........................................................................................... 17
3.1 A ação antrópica e a qualidade da água ......................................................................... 17
3.2 A poluição hídrica ............................................................................................................. 19
3.3 Parâmetros indicadores de qualidade das águas ........................................................... 22
3.3.1 Metais em água ................................................................................................................ 23
3.3.1.1 Arsênio..... .................................................................................................................... 24
3.3.1.2 Chumbo... ..................................................................................................................... 26
3.3.1.3 Ferro........ ..................................................................................................................... 28
3.3.1.4 Manganês ...................................................................................................................... 29
3.4 Caracterização de sedimento ........................................................................................... 32
3.4.1 Granulometria do sedimento ........................................................................................... 33
3.4.2 Processo de sedimentação e os agentes de transporte e deposição.................................. 35
3.4.3 Efeitos do sedimento sobre o meio ambiente .................................................................. 36
3.4.4 Interações de metais com os sedimentos ......................................................................... 38
3.4.5 Matéria orgânica em sedimento ....................................................................................... 40
3.5 Alternativas para a melhoria da qualidade dos recursos hídricos superficiais .......... 42
3.5.1 Tratamento de esgotos ..................................................................................................... 42
3.5.2 A flotação como tratamento físico-químico de efluentes ................................................ 42
3.5.3 Processo aeróbio como tratamento biológico de efluentes .............................................. 44
3.5.4 Disposição final e utilização do lodo gerado em estações de tratamento de efluentes ... 45
3.5.4.1 Principais tipos de descarte do lodo ............................................................................. 46
3.5.4.2 Principais usos benéficos do lodo ................................................................................. 47
3.6 Remediação de sedimentos .............................................................................................. 48
3.6.1 Biorremediação ................................................................................................................ 49
4 MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................................ 51
4.1 Caracterização da área de estudo ................................................................................... 51
4.1.1 Bacia hidrográfica: conceito e localização da bacia do rio da Laje, Sombrio – SC ........ 51
4.2 Características gerais da bacia hidrográfica do rio da Laje ........................................ 53
4.3 Caracterização dos pontos de amostragem .................................................................... 56
4.3.1 Ponto 01 – Foz do rio da Laje, bairro Raizeira ................................................................ 57
4.3.2 Ponto 02 – Perímetro urbano, bairro Rússia .................................................................... 59
4.3.3 Ponto 03 – Área agrícola, bairro Retiro da União ........................................................... 62
4.4 Análises químicas, físico-químicas e microbiológicas da água ..................................... 64
4.5 Análises químicas e físico-químicas do sedimento ......................................................... 66
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ........................................................................................ 69
5.1 Caracterização química, física e microbiológica da água do rio da Laje .................... 69
5.1.1 Potencial hidrogeniônico (pH), oxigênio dissolvido (OD), demandas bioquímica (DBO
5
)
e química de oxigênio (DQO) .................................................................................................. 71
5.1.2 Metais pesados em água .................................................................................................. 78
5.1.3 Turbidez .......................................................................................................................... 81
12
5.1.4 Coliformes totais e fecais ................................................................................................ 83
5.2 Caracterização física e química do sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje85
5.2.1 Granulometria do sedimento ........................................................................................... 86
5.2.2 Metais: arsênio, chumbo, ferro e manganês em sedimento ............................................. 87
5.2.3 Matéria orgânica e pH do sedimento ............................................................................... 91
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS .............................................................................................. 93
7 REFERÊNCIAS .................................................................................................................. 96
APÊNDICES..........................................................................................................................106
ANEXOS................................................................................................................................109
13
1 INTRODUÇÃO
A relação entre a sociedade e o meio ambiente caracteriza-se como um tema atual de
grande preocupação, tanto para cientistas, quanto para governantes e para a sociedade em
geral. O crescente aumento dos riscos ambientais e tecnológicos são os principais parâmetros
indicadores das transformações que o atual modelo de desenvolvimento vem causando ao
longo das últimas décadas (JACOBI, 2004).
Os ecossistemas aquáticos estão sendo alterados por meio de impactos ambientais
resultantes das atividades humanas, tais como as atividades de mineração, da construção de
barragens e grandes represas, do lançamento de efluentes domésticos, agrícolas e industriais
sem tratamento, da supressão da vegetação e dos usos e ocupação desordenada do solo
(GOULART; CALLISTO, 2003; AZEVEDO, 1998).
Os padrões de qualidade da água representam parâmetros capazes de refletir, de
maneira direta ou indireta, a presença efetiva ou possível de algumas espécies químicas ou
microrganismos que possam comprometer essa qualidade, correlacionando-os assim com os
impactos causados sobre os diversos ecossistemas, e que são decorrentes das atividades
humanas nas diferentes bacias hidrográficas (TOMAZELLI, 2003).
Dessa forma, os corpos de água recebem materiais, sedimentos e poluentes que
podem causar o assoreamento e a contaminação de rios e lagos, diminuindo o habitat natural
da fauna e flora local. Quando substâncias químicas são lançadas de forma inadequada elas
podem alterar a composição físico-química natural dos recursos hídricos, trazendo
conseqüências ainda mais graves, tais como, a perda da qualidade da água, a diminuição do
oxigênio dissolvido, a mortalidade de peixes, o aumento da floração de microalgas e a
elevação nos custos para o seu tratamento (CALLISTO; GONÇALVES; MORENO, 2005;
AZEVEDO, 1998).
Substâncias químicas inorgânicas, tais como os metais pesados, são potenciais
causadoras da poluição aquática, pois, são persistentes no ambiente, bioacumulam-se na
cadeia trófica e podem provocar mudanças nos parâmetros físicos, químicos e biológicos do
ecossistema, causando sérios problemas de toxidade nos seres vivos (BAIRD, 2002).
14
Dessa forma é de grande importância a obtenção de informações sobre as
concentrações e a distribuição desses metais nos ambientes aquáticos, levando-se em
consideração as ações e alterações antropogênicas no meio, de maneira que seja possível a
avaliação e o desenvolvimento de tecnologias e métodos para a preservação dos recursos
hídricos.
Nesse sentido, técnicas avançadas utilizadas no tratamento de efluentes líquidos
são de fundamental importância para o gerenciamento de esgotos domésticos e industriais, a
fim de atingir padrões de qualidade sustentáveis para o ambiente aquático, além da proteção
da saúde pública (TESSELE, 2003).
A remediação dos sedimentos aquáticos também é necessária para a melhoria na
qualidade da água, haja vista que estes materiais servem como fontes de contaminantes
inorgânicos e orgânicos. Com isso, dentre as tecnologias disponíveis para a descontaminação
de ambientes afetados, a biorremediação e a fitorremediação apresentam grande potencial em
relação aos métodos físico-químicos e oferecem menor impacto ambiental e custos mais
baixos de implantação (SERENO, 2004).
Diante desse contexto, o estudo do comportamento em meio aquático dos diversos
tipos de contaminantes constitui-se em uma etapa importante na realização de um diagnóstico
preliminar com vistas à recuperação ou restauração de ecossistemas aquáticos degradados.
No que se refere especificamente ao ecossistema formado pela interação entre o rio da Laje e
o sistema formado pela lagoa do Sombrio, ele está inserido na região do Extremo Sul
Catarinense e representa um ambiente de grande importância em função de sua
vulnerabilidade em termos de riscos de contaminação e suas implicações para o ambiente
costeiro e marinho.
Partindo desse pressuposto, o presente trabalho avaliou a qualidade das águas e dos
sedimentos, através da análise de parâmetros físicos, químicos e biológicos do rio da Laje, um
dos principais rios do município de Sombrio, situado no Extremo Sul do Estado de Santa
Catarina.
15
2 OBJETIVOS
A Bacia Hidrográfica do rio da Laje vem sofrendo forte degradação por meio dos
cultivos de arroz irrigado, fumo e banana e, principalmente, pela presença de esgotos
domésticos e industriais que são lançados diretamente em suas águas, contaminando o
ambiente aquático e a biota existente. Diante destes fatos, este projeto de pesquisa tem como
objetivos:
2.1 Objetivo Geral
Avaliar a qualidade da água e do sedimento de rio da Laje, identificando os meios de
contaminação oriundos das atividades agrícolas e dos esgotos industriais e domésticos,
utilizando parâmetros físicos, químicos e biológicos.
2.2 Objetivos Específicos
a. Analisar a qualidade da água do rio da Laje (Sombrio, SC) utilizando-se de parâmetros
físicos, químicos e biológicos e, comparando os resultados obtidos com aqueles propostos na
Resolução Nº. 357 do CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente), de 17 de março de
2005, para Águas Doces de Classe II;
b. Determinar a quantidade de oxigênio dissolvido (OD), as demandas química (DQO) e
bioquímica (DBO
5
) de oxigênio, presença de coliformes totais e fecais e, a turbidez em água;
c. Determinar a concentração dos metais arsênio, chumbo, ferro e manganês em água e
sedimento, avaliando a distribuição destes elementos sazonalmente;
16
d. Caracterizar a qualidade do sedimento do rio considerando as variáveis: matéria orgânica,
granulometria e pH (potencial hidrogeniônico);
e. Propor alternativas técnicas para subsidiar políticas públicas com vistas ao tratamento de
águas e efluentes e a recuperação do ecossistema aquático formado pelo rio da Laje.
17
3 REVISÃO DE LITERATURA
3.1 A ação antrópica e a qualidade da água
Os recursos hídricos são utilizados mundialmente nas mais diversas atividades,
dentre as quais estão: o abastecimento de água, a geração de energia, a irrigação, a navegação,
a recreação, a aqüicultura e, também para a harmonia paisagística (VON SPERLING, 1996).
No entanto, muito além desses seus usos, ela constitui-se em fonte de vida, presente em maior
ou menor quantidade, mas, sempre de forma fundamental em todos os seres vivos existentes
no planeta Terra (REBOUÇAS, 2006).
Porém, nas últimas décadas, o mundo vem presenciando a diminuição da
disponibilidade hídrica resultante das ações indevidas do homem, causando assim prejuízos
para a humanidade (MORAES; JORDÃO, 2002). Além da ação antrópica, o aumento da
população mundial e as mudanças nos padrões de consumo vêm acarretando num aumento da
demanda de água (MAÇANEIRO; FRANK, 2003).
Segundo Tundisi (2000), boa parte do ciclo hidrológico, que se caracteriza pela
interação dos diferentes compartimentos de água, vem sendo modificada intensamente no que
se refere à qualidade e à quantidade, promovendo uma séria crise no abastecimento de água
para a população mundial.
Grande parte da água que é retirada dos mananciais para as mais diversas
finalidades, não é totalmente consumida, retornando para sua fonte sem ter sofrido alterações
significativas no seu padrão de qualidade. Sendo assim, como a água é um agente
transportador, um rio carrega em seu leito uma série de produtos residuais para longe dos
locais onde foram produzidos e/ou descarregados. Esses produtos, na sua maioria, possuem
ação tóxica e, a sua presença no ambiente aquático pode resultar na degradação de rios, lagos,
lagoas e demais corpos de água (WHITE; RASMUSSEN, 1998).
No mundo, atualmente, existem poucas regiões que ainda não sofrem com os
problemas de escassez de fontes de água doce ou com a poluição dos recursos hídricos, sejam
eles superficiais ou subterrâneos. Os rios e lagos são afetados por problemas decorrentes de
18
fontes variáveis de poluição. Os mais graves são os esgotos domésticos e os efluentes
industriais despejados sem tratamento, as bacias de captação destruídas ou mal aproveitadas, a
supressão da vegetação ciliar, a agricultura e a ocupação do solo de forma desordenada
(AGENDA 21, 2002).
Nesse contexto, em todos os cantos do planeta Terra, a qualidade da água está
sofrendo alterações, no que se refere aos padrões de potabilidade e consumo. Nos países
tropicais, os problemas são ainda mais sérios, pois, os custos elevados necessários para o
tratamento dos mananciais poluídos disputam espaço na escolha de prioridades com outros
problemas a serem enfrentados pela sociedade, tais como os problemas da escassez de
alimentos e má distribuição de renda, causas estruturais dos graves problemas da fome e do
desemprego (FALKENMARK; ALLARD
1
, 1991 apud MORAES; JORDÃO, 2002).
Os recursos hídricos se tornam verdadeiros reservatórios temporários ou finais de
uma imensa variedade de poluentes que são transportados pelo ar, solo ou diretamente pela
água até o ecossistema aquático mais próximo. A poluição provocada pelo homem, seja ela
direta ou indireta, por meio da introdução de espécies químicas orgânicas e inorgânicas na
água produz efeitos negativos, tais como: prejuízos aos seres vivos, perigo a saúde humana,
prejuízos às atividades aquáticas como a pesca e a recreação e, prejuízo também, à qualidade
da água em relação ao uso na agricultura e na indústria (MEYBECK; HELMER
2
, 1992 apud
RODRÍGUEZ, 2001).
Como a qualidade da água está associada ao seu uso, a avaliação das propriedades
físicas, químicas e biológicas realizadas em campo e em laboratórios são fundamentais para
não causarem danos à saúde pública e ao meio ambiente (DESCHAMPS et al., 2003).
Substâncias orgânicas e inorgânicas podem caracterizar a qualidade de um
ecossistema aquático, dependendo das suas concentrações e especiações e, também da
composição química da biota e do curso de água analisado. Além disso, a qualidade das águas
superficiais depende do clima e do solo onde estão situadas, do tipo de vegetação ciliar, dos
seres vivos pertencentes a elas e da ação humana, sofrendo então variações de tempo e espaço
como conseqüência desses processos (MEYBECK; HELMER
2
, 1992 apud RODRÍGUEZ,
2001).
1
FALKENMARK, M.; ALLARD, B. Water quality and disturbances of natural freshwaters. In: HUTZINGER,
O. editor. The handbook of environmental chemistry. Part A – water pollution. Ed. Springer Verlag. v. 5, p. 46-
78, Berlin, 1991.
2
MEYBECK, M.; HELMER, R. An introduction to water quality. In: CHAPMAN, D. Water quality assessment.
University press. 585 p. Cambridge, 1992.
19
3.2 A poluição hídrica
A água é um recurso natural indispensável à vida no planeta Terra. Ela participa dos
processos que modelam a superfície terrestre, formando mares, oceanos, rios, lagoas, lagos e
lençóis subterrâneos. No entanto, as atividades humanas estão gerando um estresse nos
ecossistemas aquáticos, devido à contaminação de água potável. Essas alterações provocam
desequilíbrios, levando a natureza a sofrer com a poluição (ROCHA; ROSA; CARDOSO,
2004; DE MACÊDO, 2002).
A poluição surge sempre que resíduos sólidos, líquidos ou gasosos, produzidos por
microrganismos ou pela ação humana, aparecerem em quantidades superiores, provocando
alterações e comprometendo a sobrevivência das espécies (DE MACÊDO, 2002).
Dentre as principais fontes de poluição está o lançamento de efluentes
biodegradáveis. As fontes mais importantes de matéria orgânica para águas de superfície são
os efluentes domésticos e industriais. A deterioração dos mananciais pode ser agravada pelo
grande aporte de matéria orgânica nos rios. Em pequenas quantidades, o efluente doméstico,
bem como alguns despejos industriais tratados, podem servir de alimento à flora, fauna e
microrganismos. Entretanto, o grande aporte de efluentes causa um consumo excessivo de
oxigênio da água, podendo causar a morte dos seres vivos presentes (ROCHA; ROSA;
CARDOSO, 2004).
Grande parte dos compostos orgânicos existentes é biodegradável. Porém, as
exceções existem quando se fala de compostos sintetizados por indústrias. Os compostos não
biodegradáveis como, por exemplo, os plásticos, são resistentes à ação decompositora de
bactérias e microrganismos presentes no ambiente, sendo que essas substâncias são utilizadas
tanto nas indústrias quanto nas residências e, muitas vezes são depositadas em cursos de água
(OSÓRIO; OLIVEIRA, 2001).
Outra fonte de poluição comprometedora da qualidade das águas é a utilização de
agrotóxicos. Em meados da década de 1960, com a Revolução Verde, o setor agrícola passou
a sofrer grandes transformações com a difusão de equipamentos, o desenvolvimento de
sementes híbridas e, principalmente a intensa utilização de agrotóxicos as quais contribuíram
o aumento na produtividade desse setor. No entanto, junto à produção agrícola veio também a
20
falta de cuidado com o meio ambiente, que trouxe muitos danos ao homem, à fauna e à flora,
rompendo cadeias naturais e causando desequilíbrios ambientais (DARÉLLA, 2001).
O uso indiscriminado de pesticidas nas lavouras tornou as culturas menos
suscetíveis ao ataque de pragas e doenças, aumentando a produção e diminuindo a qualidade
de vida da população. A falta de informação e o interesse pelo lucro fácil, tornaram a
agricultura um dos principais contribuintes para a contaminação das águas superficiais e
subterrâneas (MAGOSSI; BONACELLA, 1990).
A contaminação dos recursos hídricos por pesticidas pode ser considerada crônica
quando resulta do despejo geralmente contínuo de resíduos que vêm da agricultura. Podem
ser também realizadas em um curto espaço de tempo, porém em níveis mais altos devido a
um despejo acidental massivo de resíduos agrícolas seguido de temporais ou mesmo até com
a aplicação direta de agrotóxicos na água para controlar os organismos aquáticos que são
indesejáveis (TOMITA; BEYRUTH, 2002).
A qualidade das águas de um corpo hídrico pode ser comprometida, também, pela
presença de metais pesados em concentrações significativas. Desde o advento da metalurgia,
a cerca de 6000 anos atrás, os sistemas de hídricos no mundo têm sido contaminados com
uma carga de elementos metálicos provenientes da mineração e de seus minérios e rejeitos
gerados em todas as suas atividades. Atualmente, os rios e corpos d’água continuam sendo
afetados pela contaminação com materiais derivados da mineração, apesar dos avanços
crescentes nas tecnologias atuais de extração mineral e tratamento de minérios, além é claro
do lançamento de efluentes industriais e agrícolas, da queima de combustíveis fósseis, entre
outros (TAYLOR; HUDSON-EDWARDS, 2007).
Em que pese os avanços recentes nas técnicas de tratamento de efluentes da
mineração e da adoção de novas técnicas de recuperação de áreas degradadas, ainda existe na
atualidade um grande passivo ambiental em várias regiões mineiras em todo o mundo. Nesse
contexto a Região Sul de Santa Catarina representa um grave exemplo de degradação do solo
e de seus recursos hídricos devido à atividade de mineração de carvão mineral, que ao longo
de sua história causou severos impactos ambientais e forte contaminação das águas
superficial e subterrânea por metais pesados (MENEZES; LEAL, 2004; SANCHEZ;
HENNIES; MENEZES, 1993).
Existem na literatura inúmeras definições para o termo “metal pesado”. Algumas
delas estão baseadas na densidade do elemento, no peso ou no número atômico ou, ainda, nas
21
propriedades químicas desses elementos. Muitas vezes, também, esse termo é empregado a
um grupo de elementos químicos associados aos problemas de poluição em função da sua
toxicidade (TOMAZELLI, 2003).
A expressão metal pesado engloba as espécies metálicas, semi-metálicas e não
metálicas, como por exemplo, o arsênio (As) e o selênio (Se). Aplica-se o termo aos
elementos químicos que têm sua densidade maior que 5 g cm
-3
ou que possuem seu número
atômico maior que vinte (GUEDES; LIMA; DE SOUZA, 2005).
De acordo com a baixa concentração dessas espécies químicas no ambiente, são
conhecidos também como metais traço ou elementos traço (BAIRD, 1998). Geralmente os
metais traço são tóxicos aos organismos vivos sendo considerados, portanto, poluentes. Isto
se deve ao fato de que os metais são diferentes dos compostos orgânicos por não serem
degradáveis, podendo se acumular nos componentes do ambiente, manifestando a sua
toxidade (BAIRD, 2002).
Os elementos que são considerados como metais traço são: cobre (Cu), ferro (Fe),
manganês (Mn), molibdênio (Mo), zinco (Zn), cobalto (Co), níquel (Ni), vanádio (V),
alumínio (Al), prata (Ag), cádmio (Cd), cromo (Cr), mercúrio (Hg), Chumbo (Pb) e arsênio
(As) (DE MACÊDO, 2002).
Nos estudos de impactos ao ambiente, os metais-traço são freqüentemente
analisados em águas superficiais, desde que suas concentrações sejam resultantes das
atividades industriais, da mineração e de outras ações antropogênicas, além das fontes
naturais. No entanto, é difícil distinguir entre as fontes de origem natural, daquelas de origem
antrópica, sobretudo na identificação de fontes de contaminação (PERÉ-TREPAT;
GINEBREDA; TAULER, 2006).
A origem e as concentrações dos metais traço, quando dissolvidos nas águas de rios,
podem sofrer influência por vários fatores, tais como: a geologia da bacia de drenagem; o
equilíbrio na interface líquido/sólido, onde ocorrem diversas transformações químicas e
físicas entre o material particulado e o dissolvido sendo que, este material de origem
inorgânica e orgânica sofre influências com a variação do pH (potencial hidrogeniônico) e
das concentrações dos ligantes complexos; e o despejo de resíduos provenientes da ação
antrópica (CHESTER
3
, 1990 apud GUEDES; LIMA; DE SOUZA, 2005).
3
CHESTER, R. Marine geochemistry. Hunwin Hyman. London. 681 p., 1990.
22
O descaso com que o homem vem tratando os mananciais de água doce reflete o
fato de que a humanidade ainda não se conscientizou da importância da água para a vida.
Nesse sentido, os rios que se encontram em perímetros urbanos são os que mais estão
sofrendo com o lançamento de efluentes domésticos e industriais (GUEDES; LIMA; DE
SOUZA, 2005).
3.3 Parâmetros indicadores de qualidade das águas
Quando se refere em qualidade da água, o grau de pureza deve manter-se em um
padrão que seja o mais próximo possível do natural, assim como se encontra nas nascentes.
Esse grau de pureza desejável depende do uso da água como fonte de abastecimento, na
irrigação, na atividade industrial, pesca e recreação (RODRÍGUEZ, 2001).
A qualidade de um recurso hídrico seja ele superficial ou subterrâneo, pode ser
determinada por variáveis quantitativas como os parâmetros físicos, químicos, bioquímicos e
biológicos, ou também por medidas qualitativas como os índices bióticos, os aspectos visuais,
o inventário de espécies e o odor (MEYBECK; HELMER
2
, 1992 apud RODRÍGUEZ, 2001).
Para cada uso da água existem limitações quanto à quantidade de impurezas que
podem estar presentes nela e que poderão ser transferidas durante o ciclo hidrológico ou
durante uma intervenção humana. Por isso, as exigências na qualidade da água que é
destinada ao abastecimento doméstico são diferentes da água que é utilizada na agricultura,
bem como na atividade industrial (ALEXANDRE, 2000).
A sociedade humana utiliza a água para diversas finalidades, tais como: o uso
doméstico, a irrigação, a navegação, o lançamento de resíduos, entre outros. Estes usos
causam conflitos que requerem uma efetiva gestão da água, pois, na maioria das vezes,
alteram as características físicas, químicas e biológicas naturais da mesma. Assim, a
classificação dos corpos de água de acordo com os usos é uma poderosa ferramenta na gestão
da qualidade da água. A classificação dos sistemas aquáticos é usualmente estabelecida de
acordo com padrões legais (DE SOUZA; TUNDISI, 2003).
23
Nesse contexto é muito importante a avaliação dos parâmetros de qualidade da água
para analisar a condição em que o recurso hídrico se encontra e para qual finalidade ele se
apresenta. Para isso o Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA estabelece, em sua
Resolução Nº. 357 de 17 de março de 2005, a classificação das águas doces (classes: especial,
I, II, III e IV), salinas (classes: especial, I, II e III) e salobras (classes: especial, I, II e III),
suas utilizações e seus níveis de qualidade, avaliando suas condições e padrões específicos
para assegurar seus usos adequadamente (CONAMA, 2006).
Dentre alguns dos parâmetros analisados em água, para sua qualidade e
enquadramento estão: potencial hidrogeniônico , oxigênio dissolvido, demanda química de
oxigênio, demanda bioquímica de oxigênio, presença de metais, turbidez, presença de
coliformes fecais, entre outros. Os padrões especificados pelo CONAMA possibilitam um
maior controle da poluição e a manutenção dos ecossistemas ecologicamente equilibrados,
levando em conta o uso adequado dos recursos hídricos (CONAMA, 2006).
3.3.1 Metais em água
As elevadas concentrações de metais no ar atmosférico e na água são, sem dúvida,
responsáveis por malefícios trazidos à saúde da população. Em perímetros urbanos, algumas
das fontes desses contaminantes são: a construção civil, a manutenção e demolição de
construções, os lixos dispersos nas ruas, a exaustão de motores de automóveis, indústrias,
termelétricas, a agricultura e a pecuária. Com o passar do tempo, estes contaminantes tendem
a sair do compartimento ar e se precipitarem nos compartimentos água e terra (BAPTISTA
NETO; SMITH; MCALLISTER, 1999). A Tabela 3.1 apresenta alguns padrões de
concentrações para elementos-traço, mundialmente estabelecidos.
24
Tabela 3.1 Concentração de alguns elementos-traço, de acordo com padrões mundialmente estabelecidos.
Fonte: GUILHERME et al., 2005.
(1)
Portaria nº 518, de 25/03/04.
(2)
Resolução CONAMA Nº. 357 de 17/03/2005.
(3)
Diretiva 98/83 CE do
Conselho de 3/11/98.
(4)
Padrões da Organização Mundial de Saúde, disponível em:
www.who.int/water_sanitation_health/GDWQ.
(5)
U.S.EPA (2002).
De acordo com suas propriedades de persistência no ambiente, bioacumulação e
biomagnificação na cadeia trófica, os metais podem causar alterações nas interações dos
parâmetros físicos, químicos e biológicos de um determinado ecossistema, causando assim
sérios problemas toxicológicos para os organismos vivos. Neste sentido, é importante a
obtenção de informações sobre as concentrações e a distribuição dos metais nos ambientes
aquáticos, através das ações antropogênicas, para que seja possível o desenvolvimento de
tecnologias para a exploração dos recursos hídricos de forma sustentável (TOMAZELLI,
2003).
3.3.1.1 Arsênio
O arsênio é encontrado em quantidades variadas na água, no solo e nos vegetais.
Pode aparecer também concentrado em organismos marinhos e, em volumes significativos,
25
depositado em rochas sedimentares ou liberado como gás por meio dos fungos arsenófilos ou
através de agentes redutores presentes nas águas (GONTIJO; BITTENCOURT, 2005).
A indústria representa outra fonte deste elemento-traço, principalmente na área da
metalurgia como, as fundições de chumbo, ouro, cobre zinco e cobalto. O prurido utilizado
nos fundidores libera arsênio quando em contato com trióxido de arsênio (prurido arsenical).
A presença desta espécie química pode ter procedência ainda da manufatura de vidros,
esmaltes, tintas, tecidos e couros, inseticidas, formicidas, herbicidas, da combustão do carvão
para a produção de energia, dos conservantes de madeira, lançamento de esgotos domésticos
e descarte de lodos de esgoto (SAWYER; McCARTY; PARKIN, 1994; GONTIJO;
BITTENCOURT, 2005). De acordo com Baird (2002), outra fonte de arsênio para o ambiente
provém do uso contínuo e, muitas vezes, inadequado de pesticidas na agricultura, uma vez
que seus compostos podem ser transportados para os ambientes aquáticos, contaminando-os.
Historicamente desde a época do império romano até a Idade Média, os compostos
que continham arsênio em sua estrutura, por exemplo, o óxido de arsênio As
2
O
3
, serviu como
substância venenosa para assassinatos e suicídios. Mesmo que sua utilização tenha diminuído
a exposição e a contaminação por arsênio e seus derivados ainda são um problema ambiental
em alguns lugares do mundo (BAIRD, 2002).
Em ambientes aquáticos oxidantes, o arsênio se apresenta na forma pentavalente,
sendo rara sua aparência como arsênio III (forma trivalente). No entanto, em condições
redutoras, como poços profundos, encontra-se o arsênio III. Em sua forma metálica pode
aparecer na zona anaeróbica das águas. Quando ligado a substâncias orgânicas é encontrado
também na água, sendo os compostos mais importantes o ácido metilarseniônico e o ácido
dimetilarseniínico (FATMA/GTZ, 1999).
De acordo com a Resolução 357/05 do CONAMA o valor máximo da concentração
de arsênio total para águas de classe II é de 0,01 miligramas por litro de água (CONAMA,
2006). Concentrações deste elemento traço acima de 0,76 mg L
-1
impedem a autodepuração
das águas e, valores entre 6,00 e 10,00 mg L
-1
de arsenato de sódio causam um efeito letal nas
plantas aquáticas superiores e, do contrário estimulam o crescimento de fungos e algas.
Animais aquáticos como peixes e moluscos e algumas plantas aquáticas, podem acumular
arsênio em sua estrutura e, as plantas são capazes até mesmo de transformar o arsênio
absorvido em compostos diferentes deste elemento, além de acumular-se no sedimento dos
corpos d’água (FATMA/GTZ, 1999).
26
Quanto aos envenenamentos agudos causados por arsênio e seus compostos, os
diagnósticos são: desequilíbrio do sistema nervoso central, vômito, diarréia e dores de
cabeça. Se o envenenamento for crônico, além do que já foi descrito, manifestam-se também
doenças de pele e diversas formações de tumores (GONTIJO; BITTENCOURT, 2005).
Essa estimativa coloca o arsênio, como carcinógeno ambiental, semelhante às
conseqüências que a fumaça de cigarro presente no ambiente e a exposição do radônio
causam. Sendo assim, em relação aos estudos de cientistas, o risco é maior para as pessoas
que bebem água contendo altos níveis de arsênio e que ficam expostos ou em contato com
este elemento (BAIRD, 2002).
3.3.1.2 Chumbo
O chumbo é um metal presente em quantidade relativamente significativa na crosta
terrestre, com cerca de 10 a 20 mg kg
-1
. As maiores fontes naturais de chumbo são as
emissões vulcânicas, o intemperismo geoquímico, as névoas aquáticas e as rochas ígneas e
metamórficas (PAOLIELLO; CHASIN, 2001; QUITERIO et al., 2006).
Obtém-se o chumbo principalmente de seus minerais, como a galena (PbS), a
cerusita (PbCO
3
) e a anglesita (PbSO
4
). Seus minérios geralmente são mistos com
quantidades variadas de prata, zinco, cobre, arsênio, antimônio e bismuto. Na sua forma livre,
o chumbo foi muito utilizado na antiguidade como metal para estruturas e construção de
edifícios à prova de variações das condições atmosféricas. Os antigos romanos o utilizaram
como canos para o transporte de água potável e, como recipientes para cozinhar alimentos.
Ainda hoje, esse elemento é usado na indústria de produção de telhados e chapas para cobrir
juntas e, em isolamentos acústicos (BAIRD, 2002).
Utilizado também na forma de lâminas ou canos por sua flexibilidade e resistência à
corrosão, revestimentos de cabos, na indústria automotiva, protetor de radiações ionizantes,
na manufatura de baterias e serve como ingrediente de tintas, esmaltes e pigmentos. Quando
forma uma liga com o estanho é chamado de solda, a qual é muito utilizada em eletrônica e
27
em aplicações que necessitem fazer conexões entre metais sólidos (PAOLIELLO; CHASIN,
2001).
O chumbo também é encontrado na munição usada pelos caçadores de aves
aquáticas. Assim, quando as aves predadoras capturam uma ave aquática e, que esta tenha
sido atingida por esse tipo de munição, as predadoras se tornam vítimas de envenenamento
por chumbo. Neste sentido, em alguns países como Estados Unidos, Canadá, Países Baixos,
Noruega e Dinamarca, as munições a base de chumbo são proibidas por lei (BAIRD, 2002).
Em águas naturais a presença de chumbo é muito pequena. Os responsáveis pelo
aumento da concentração desse metal e seus compostos na água são: os despejos industriais,
a queima de combustíveis fósseis como a gasolina e o transporte deste elemento traço na
interface ar/líquido/solo. Além disso, o chumbo tem o poder de se acumular em organismos
animal e vegetal (DERISIO, 2000).
Em ambientes aquáticos, o chumbo comporta-se de acordo com a sua solubilidade.
Em águas de pH elevado, a concentração de chumbo diminui, dependendo também do
potencial de oxirredução e da salinidade da água, apresentando-se nesse ambiente sob a
forma divalente. Concentrações de chumbo que ultrapassam o valor de 0,1 mg L
-1
de água
inibem a oxidação da matéria orgânica pelas bactérias, sendo prejudiciais aos organismos
aquáticos inferiores. Valores de concentração que se encontram entre 0,2 e 0,5 mg L
-1
esgotam a fauna e, a partir de 0,5 mg L
-1
, a nitrificação é prejudicada na água. O chumbo
além de se acumular nos organismos aquáticos, fica adsorvido aos sólidos em suspensão e
aos sedimentos, podendo ser remobilizado (FATMA/GTZ, 1999).
A maioria dos compostos de chumbo IV é covalente, sendo os mais importantes
aqueles formados com o grupo metila, CH
3
, e etila, CH
2
CH
3
. Estes compostos foram e ainda
são usados como aditivos da gasolina, na preparação da gasolina com chumbo, que tem por
objetivo converter os produtos da combustão da gasolina em formas voláteis que possam sair
do motor nos gases de exaustão. Como resultado, o chumbo é transportado para a atmosfera
pelo tubo de escape, no estado gasoso, formando haletos e di-haletos de chumbo com cloro e
bromo e pela ação da luz solar, são transformados em óxido de chumbo (BAIRD, 2002).
O óxido de chumbo permanece na atmosfera por horas ou até mesmo dias, podendo
se depositar nas imediações de ruas, sobre os vegetais ou em campos usados para a pastagem
de animais. Parte dos haletos e di-haletos de etileno convertem-se em dioxinas e furanos,
sendo introduzidas no ambiente sob essas formas (BAIRD, 2002).
28
Sendo assim, a incorporação de chumbo pode acontecer por meio da ingestão de
alimentos, do ar e da água potável, sendo que a maior parte é absorvida pelo organismo por
meio da alimentação (QUITERIO et al., 2006). A Resolução Nº. 357 do CONAMA
determina como valor máximo permitido em águas doces de classe I e II a concentração de
0,01 mg L
-1
de água (CONAMA, 2006).
3.3.1.3 Ferro
O ferro é um dos elementos mais abundantes da crosta terrestre, formando
compostos que se encontram presentes em todos os sistemas hídricos, mesmo que em
concentrações mínimas. Por possuir uma diversidade em seus estados de oxidação, a
geoquímica do ferro é muito complexa no ambiente terrestre (SILVA, 2002; DE LIMA;
PEDROZO, 2001).
O ferro forma importantes óxidos, tais como: FeO, Fe
2
O
3
, Fe
3
O
4
facilmente
oxidados ou reduzidos para as outras formas (SILVA, 2002). Este metal, quando disposto no
ambiente, é oxidado à forma ferrosa (Fe
+2
) e, posteriormente, à forma férrica (Fe
+3
). Este
último pode sofrer hidrólise, formando polímeros de hidróxido de ferro insolúvel,
denominado ferrugem (DE LIMA; PEDROZO, 2001).
Quando exposto aos valores de pH abaixo de 7,5 e em baixas concentrações de O
2
,
o ferro sofre redução de Fe
+3
para Fe
+2
. A forma reduzida é solúvel principalmente quando
ligada aos íons de bicarbonato ou como íons de ferro III em equilíbrio com o Fe(OH)
3
, após
sua oxidação (ESTEVES, 1998; SILVA, 2002).
De acordo com esse comportamento, esse metal raras vezes pode ser encontrado na
natureza na sua forma elementar, com exceções da origem meteorítica. Logo, surge na crosta
terrestre combinado a elementos como oxigênio, enxofre e silício, formando os minérios de
ferro de diferentes colorações. Os compostos de ferro mais utilizados na indústria são os
óxidos, carbonatos e sulfetos. Este metal é muito utilizado nas indústrias de metalurgia e
siderurgia, na fabricação de ímãs, tintas, pigmentos, abrasivos entre outros (DE LIMA;
PEDROZO, 2001).
29
Pela Resolução do CONAMA (Nº. 357/05), nas águas doces classificadas como
águas de I e II, a concentração de ferro dissolvido não pode ultrapassar o valor de 0,3 mg L
-1
(CONAMA, 2006).
Sendo na sua forma reduzida ou oxidada, sofrendo reações químicas ou sob a forma
de óxidos ou hidróxidos, controladas por condições oxidantes, pH e microbiológicas, as
concentrações de ferro refletem nas águas superficiais em diferentes matizes, as quais variam
entre tons de verde amarelo e vermelho, que se encontram em rios e lagoas com influência
das atividades antropogênicas (ALEXANDRE, 2000).
Sob a ação da natureza as principais fontes de contaminação por ferro são
provenientes do desgaste das rochas que contêm minérios deste elemento, meteoritos e
através do escoamento superficial. E, dentre as fontes antropogênicas destacam-se: a
indústria, os efluentes domésticos, agrícolas e industriais, o escoamento superficial urbano, o
uso de fertilizantes na agricultura e compostos de ferro utilizados como antidetonantes na
gasolina (DE LIMA; PEDROZO, 2001).
Para os seres humanos, o excesso de exposição ou ingestão de ferro na forma de pó
pode trazer conseqüências drásticas à saúde, que surgem como irritação da parede
gastrintestinal, problemas cardiovasculares e respiratórios e diabetes (SILVA, 2002).
3.3.1.4 Manganês
O manganês é um metal consideravelmente bem distribuído na crosta terrestre, nas
águas e no ar atmosférico de forma particulada, tornando-se o 12º elemento mais abundante
na Terra. Está sempre em ligação, formando óxidos, sulfetos, carbonatos e silicatos de
manganês. Participa na formação de nódulos, que são considerados pontos ou cavidades onde
existe uma concentração de minerais depositados em oceanos, além de fazer parte da
constituição de rochas ígneas, sedimentares e metamórficas (MARTINS; DE LIMA, 2001).
Na formação de solos, o manganês surge principalmente sob a forma de óxido de
manganês, substância insolúvel em água que contém dióxido de carbono. Em condições
30
anaeróbicas (redutoras), este metal é reduzido para um estado de oxidação de IV para II,
tornando-se solúvel (SAWYER; McCARTY; PARKIN, 1994).
O manganês atua em diversos processos fisiológicos animais e vegetais. Nestes
últimos participa daqueles relacionados à respiração, sendo essencial para a enzima oxidante
lactase. E, na fisiologia animal, atua nos processos de formação dos ossos, função
reprodutiva, e no metabolismo de carboidratos e lipídios (THORNTON
4
, 1995 apud
MARTINS; DE LIMA, 2001; WHO, 1999).
É um metal biogeoquimicamente ativo no ambiente aquático, pois sofre
transformações entre as fases dissolvidas e particuladas, principalmente em respostas às
condições de pH e oxirredução (DELGADILLO-HINOJOSA et al., 2006).
A origem natural do manganês está associada à dissolução de compostos de rochas.
Já, a origem antropogênica se dá por meio de despejos industriais e a queima de combustíveis
fósseis (VON SPERLING, 1996). Na indústria, o manganês é utilizado na fabricação de
vidros, pilhas secas, cerâmicas, suplementos alimentares, fertilizantes, fungicidas, fármacos,
na metalurgia entre outros (MARTINS; DE LIMA, 2001).
Em ambientes aquáticos, o manganês tem origem dos tipos de solos e rochas. O
transporte dele é favorecido pelas variações de pH, pois em meio ácido, o manganês circula
na forma livre, podendo atingir águas subterrâneas e se precipitar, quando níveis médios de
pH são atingidos, resultando num aumento de manganês no sedimento. No material
particulado que fica suspenso na água, podem ser encontradas grandes concentrações desse
elemento. Nos mares e oceanos estas concentrações não são tão significativas, uma vez que o
manganês nestes ambientes se encontra dissolvido. Contudo, os rios concentram a maior parte
desse metal devido à possibilidade de ressuspensão do material do leito (WHO, 2001).
A química do manganês é semelhante à do ferro. Em soluções que tenham baixas
condições de oxirredução e pH ácido, tanto o manganês como o ferro são estáveis,
encontrando-se na forma de íons divalentes. Seus compostos formados por carbonatos,
sulfetos e silicatos são muito insolúveis em soluções de caráter neutro ou alcalino. Os dois
metais sofrem facilmente oxidação nas condições da superfície, formando óxidos insolúveis
de valência superior (KRAUSKOPF, 1972).
Essa exposição às regiões óxicas transforma o íons Fe
2+
e Mn
2+
em óxidos de Fe(III)
e Mn(IV), que podem adsorver-se a elementos traço que se encontram dissolvidos, podendo,
4
THORTON, I. Metals in the global environment. 1
st
ed. Ottawa: Int. Council on Metal and Environment, 1995.
31
eventualmente, sedimentarem-se no fundo de corpos d’água, sujeitando-se a novos ciclos de
redução e dissolução. A dinâmica desses ciclos é conseqüência da constante procura de um
estado de equilíbrio entre as fases sólida e líquida, a qual é muito influenciada pelos
fenômenos naturais, como temperatura, vento e chuva, e pelo transporte de materiais
orgânicos e inorgânicos para os ambientes aquáticos, trazidos pelo vento e água
(GUILHERME et al., 2005).
Tanto o transporte quanto à degradação do manganês nas águas são controlados pela
solubilidade de seus compostos ali presentes. Geralmente, no intervalo de pH 4,0 – 7,0, o
manganês predomina na forma iônica Mn
+2
associada ao carbonato, tornando-se praticamente
insolúvel. Quando óxidos de manganês estão presentes o metal pode ser convertido a outros
estados de oxidação. Em águas extremamente redutoras, a degradação do manganês é
controlada pela formação de sulfitos pouco solúveis. E, em águas de maior profundidade e
com baixos níveis de oxigênio, o Mn (IV) pode ser reduzido, química ou bioquimicamente ao
estado de oxidação Mn (II) (BROWN; BASSET; GLYNN, 1998).
De acordo com a Resolução CONAMA Nº. 357, o valor estabelecido para a
concentração de manganês em corpos de água doce de classes I e II não deve ultrapassar 0,1
mg L
-1
(CONAMA, 2006).
O manganês não é considerado um contaminante nas concentrações usualmente
encontradas nas águas naturais. No entanto, em pequenas concentrações pode causar
problemas na coloração das águas. Já, em determinadas concentrações, pode causar sabor e
odor, tornando a água imprópria para consumo humano (VON SPERLING, 1996).
Independente do compartimento (ar, água, terra) que transporte esse metal e seus
compostos, o manganês pode causar uma série de doenças e inflamações, principalmente nos
pulmões e no cérebro. Nos pulmões, as inflamações podem levar a tosse, a bronquite e a
pneumoconiose, quando as pessoas ficam expostas, cronicamente, aos óxidos de manganês e
ao permanganato de potássio (MARTINS; DE LIMA, 2001).
Em trabalhadores expostos ao metal pode ocorrer um distúrbio psiquiátrico chamado
“loucura mangânica”, que tem como sinais neurológicos a apatia, sonolência, alucinações
visuais, perda da memória, ansiedade e impotência (BARCELOUX, 1999
5
apud MARTINS;
DE LIMA, 2001).
5
BARCELOUX, D. G. Manganese. Clin. Toxicol., New York, v. 37, n, 2, p. 293-307, 1999.
32
3.4 Caracterização de sedimento
Sedimento é toda a partícula que se encontra suspensa na água ou depositada em seu
leito. Pode ser derivada da fragmentação das rochas ou de materiais biológicos e, transportada
pela água ou pelo vento (CARVALHO, 1994). É constituído de uma mistura complexa de
diversos tipos de materiais sólidos como argila, sílica, matéria orgânica, óxidos metálicos,
carbonatos, sulfetos e bactérias (HART, 1982).
Essa mistura se deposita no decorrer dos anos e passa por processos biogeoquímicos
tais como reações de precipitação e transformações biológicas, os quais são controladores do
acúmulo e da distribuição de espécies que compõem a biota aquática, caracterizando o
sedimento como um importante agente do sistema natural (HUTCHINSON; WOLLACK;
SETLOW
6
, 1943 apud SILVA, 2002).
Segundo Calvert
7
(1976 apud DO NASCIMENTO, 2003), o sedimento é composto
por três componentes:
• Detrítico ou alotígeno: componente formado por fragmentos de rochas e minerais que
sofreram a ação do intemperismo e são transportados para lagos e oceanos pelos rios,
gelo e vento;
• Biogênico: componente formado por esqueleto inorgânico remanescente de
organismos e da matéria orgânica que é produzida pela decomposição de tecidos
orgânicos;
• Autigênico: componentes precipitados, de origem inorgânica, formados na água e
também após deposição no sedimento.
Os mecanismos naturais que formam o sedimento estão sendo cada vez mais
alterados pela ação antrópica. Como exemplo, tem-se a erosão causada pela construção civil,
o lançamento de esgotos industriais e domésticos nas águas superficiais sem o devido
6
HUTCHINSON, G. E.; WOLLACK, A.; SETLOW, J. K. The metal contaminated aquatic sediments. Journal
Science American. v. 29, p. 214-533, 1943.
7
CALVERT, S. E. The mineralogy and geochemistry of near-shore sediment, 1976. In: Chemical
Oceanography. 2
nd
ed. RILEY, J. P.; CHESTER, R. Eds. v. 6, p. 187-280, London, Academic Press, 1976.
33
tratamento, as culturas irrigadas que retiram a água de rios e lagos e retornam a estes,
efluentes poluídos com agrotóxicos (FÖRSTNER; WITTMANN, 1983; MOZETO, 1996).
O estudo das características e do perfil do sedimento está sendo de grande
importância na identificação de alterações ambientais. Isso porque o sedimento possui uma
grande capacidade de acumular compostos em sua estrutura, fazendo dele um dos integrantes
mais importantes na avaliação do nível de contaminação de ecossistemas aquáticos
(ESTEVES, 1998).
Segundo Esteves (1998), os compostos presentes no sedimento considerados
indicadores de poluição podem ser: orgânicos, como inseticidas e herbicidas ou inorgânicos
como os elementos-traço, os quais são elementos químicos metálicos ou não que ocorrem na
natureza em pequenas concentrações.
Os sedimentos são fontes de contaminantes ambientais. Estes contaminantes podem
se acumular nos sedimentos através de processos químicos, físicos e biológicos, por exemplo:
deposição, precipitação, complexação e bioacumulação, uma vez influenciados por
inundações, escoamentos e pelas atividades antropogênicas (DELISTRATY; YOKEL, 2005).
No entanto, a associação dos poluentes ao sedimento depende tanto da área de superfície de
contato entre ele como das características químicas das partículas que os compõem (SINGH et
al., 2007).
Assim, os sedimentos tornam-se muito mais do que uma simples estrutura em que se
apóia a coluna d’água que flui sobre eles. São considerados semelhantes a um organismo, pois
interagem intimamente com a água, podendo condicionar o estado de qualidade da mesma
(PERIN, 2005).
3.4.1 Granulometria do sedimento
O tamanho das partículas do sedimento, expresso pelo seu diâmetro, constitui uma
propriedade textural fundamental. Esta propriedade é empregada na classificação dos
sedimentos em cascalho, areia, silte e argila. Existem no mínimo quatro razões para a
importância do estudo granulométrico dos sedimentos, por exemplo (SUGUIO, 2003):
34
• A distribuição granulométrica descreve e permite prever o comportamento dos
sedimentos interações em meio aquoso;
• A distribuição granulométrica do sedimento permite caracterizar os diversos
ambientes deposicionais;
• O estudo mais aprofundado da granulometria fornece informação sobre os processos
físicos, por exemplo, hidrodinâmicos, que atuam na deposição;
• A distribuição granulométrica relacionada com a porosidade e a permeabilidade
permite estimar modificações baseadas nas características granulométricas.
De acordo com Teixeira et al (2000), a granulometria do sedimento pode ser
classificada de acordo com a Tabela 3.2 que é a escala granulométrica mais utilizada
atualmente. As qualificações para se referir aos sedimentos formados pelas três faixas
granulométricas principais são: rudáceo (de rude, grosso), para granulação cascalho; arenáceo
(de arena), para areia; e lutáceo (de luto, massa fina e plástica), para lama.
Tabela 3.2 Classificação granulométrica dos sedimentos.
Intervalo
granulométrico
(mm)
Classificação nominal
original (inglês)
Classificação nominal usual
(português)
> 256
256 – 64
64 – 4,0
4,0 – 2,0
GRAVEL Boulder
Cobble
Pebble
Granule
CASCALHO Matacão
Bloco
Seixo
Grânulo
2,0 – 1,0
1,0 – 0,50
0,50 – 0,250
0,250 – 0,125
0,125 – 0,062
SAND Very coarse sand
Coarse sand
Medium sand
Fine sand
Very fine sand
AREIA Areia muito grossa
Areia grossa
Areia média
Areia fina
Areia muito fina
0,062 – 0,031
0,031 – 0,016
0,016 – 0,008
0,008 – 0,004
SILT Coarse silt
Medium silt
Fine silt
Very fine silt
SILTE Silte grosso
Silte médio
Silte fino
Silte muito fino
< 0,004
CLAY Clay
ARGILA Argila
Fonte: Adaptado de TEIXEIRA et al., 2000.
E, na Tabela 3.3, segundo a Resolução Nº. 344 de 2004 do CONAMA, a
caracterização física granulométrica dos sedimentos, classifica-os em:
35
Tabela 3.3 Escala Granulométrica de Wentworth (1922).
Classificação Phi ()* (mm)
Areia muito grossa
Areia grossa
Areia média
Areia fina
Areia muito fina
-1 a 0
0 a 1
1 a 2
2 a 3
3 a 4
2,0 a 1,0
1,0 a 0,50
0,50 a 0,250
0,250 a 0,125
0,125 a 0,062
Silte 4 a 8 0,062 a 0,00394
Argila 8 a 12 0,00394 a 0,0002
Fonte: Adaptado de CONAMA, 2006.
*Phi () corresponde à unidade de medida do diâmetro da partícula do sedimento,
cuja equivalência em milímetros (mm) é apresentada na terceira coluna da Tabela 3.4.
3.4.2 Processo de sedimentação e os agentes de transporte e deposição
A erosão, o transporte de partículas por enxurradas até os cursos de água, a
deposição e a compactação dessas partículas são os processos responsáveis pela sedimentação
em rios, lagos e reservatórios (CARVALHO, 1994). Os agentes externos responsáveis pelo
transporte e deposição do sedimento são as águas pluviais e fluviais, as correntes costeiras, os
ventos, os movimentos de massa (gravidade), as geleiras e os agentes biológicos, como a ação
antrópica (SUGUIO, 2003).
No processo da erosão, causado pelo desgaste das rochas e solos, o destaque da
partícula ocorre por meio da energia de impacto da gota de chuva no solo e pelas forças de
escoamento das águas. A água ao cair em terrenos inclinados desagrega essa partícula,
causando o deslocamento, a lavagem e a remoção da camada superficial do solo
(CARVALHO, 1994).
Almeida & Domingues (2005) afirmam que esse processo é um fenômeno natural do
ciclo das rochas, no entanto, a ação humana tem acelerado esse processo. A erosão, quando
acelerada, pode ocasionar perda do solo e assoreamento de recursos hídricos como rios e
lagos. Logo, em áreas rurais, o processo erosivo causa sérios problemas, uma vez que a
camada de solo fértil é pouco espessa, resultando na perda de áreas cultiváveis. A intensidade
36
da erosão depende das características da bacia hidrográfica, como por exemplo, o relevo, a
intensidade pluviométrica, o tipo de solo e o uso do mesmo.
Quanto menor a área de proteção do solo, mais intenso é o processo de erosão. A
partícula livre pode ser deslocada de sua posição e transportada pelas enxurradas para os
cursos de água ou ficar retida nas fendas das rochas ou em terrenos planos. O deslocamento e
o transporte do sedimento dependem da forma, tamanho, peso da partícula e das forças
exercidas pela ação do escoamento (CARVALHO, 1994).
O autor destaca ainda que, quando as forças de transporte se reduzem ou mesmo se
anulam, não podendo mais deslocar a partícula, ocorre o processo de deposição. Este depósito
pode ser transitório ou permanente. Um depósito de sedimento permanente sofre o processo
de compactação devido à ação do peso da água e de seu próprio peso, como por exemplo, o
assoreamento. O sedimento compactado é difícil de ser removido, tornando-se um obstáculo
para o desassoreamento.
O assoreamento é um grande problema que afeta diretamente os cursos de água,
diminuindo o volume de água utilizável e, tem como agente externo principal a água da
chuva, que transporta o sedimento que se encontra em suspensão ou diluído e que são retidos
posteriormente pelo processo de sedimentação e pelo atrito com a superfície de fundo. O
sedimento que é arrastado e logo retido nas calhas de rios, por exemplo, formam um delta
pluvial. As origens desse sedimento vêm do solo exposto devido à retirada da cobertura
vegetal, ocasionando o assoreamento dos reservatórios (CABRAL, 2005).
3.4.3 Efeitos do sedimento sobre o meio ambiente
De acordo com Carvalho (1994), os processos de erosão, transporte e deposição do
sedimento causam diversos efeitos sobre o meio ambiente. Pode-se destacar, no entanto, os
aspectos negativos que podem perturbar esse meio, como por exemplo:
• Os sólidos que permanecem em suspensão afetam de forma desfavorável a biota
aquática, pois reduzem a taxa de crescimento e a resistência dos peixes, levando-os à
morte;
37
• O aumento da turbidez da água prejudica o desenvolvimento de ovos e larvas, reduz a
penetração da luz, diminuindo a zona de fotossíntese e prejudicando, assim, a cadeia
alimentar;
• O sedimento, quando caracterizado como um poluente pode alterar a temperatura da
água causando uma variação, devido à diferença de densidade, que diminui a
dispersão de nutrientes e de oxigênio dissolvido nas regiões mais profundas da água;
• Quando contaminado, o sedimento pode diminuir a qualidade da água para consumo
humano;
• Atua como receptor de outros poluentes tais como, nutrientes químicos, inseticidas,
herbicidas e metais pesados;
• Atua também como portador de seres patogênicos como vírus, bactérias e mosquitos
prejudiciais à saúde humana.
Assim como o sedimento causa efeitos negativos ao meio ambiente em que se
encontra, ele também pode trazer alguns benefícios, de acordo com o mesmo autor, tais como:
• Fornece condições favoráveis para a ocorrência de reações químicas;
• Atua como um local onde se acumulam microrganismos e matéria orgânica, trazendo
melhorias à biota aquática;
• Possibilita a absorção e fixação dos poluentes, reduzindo a concentração dos mesmos
e, melhorando a qualidade da água;
• Torna o solo superficial fértil em várzeas e áreas de inundação, devido à deposição de
sedimento que contém nutrientes.
Porém, Carvalho (1994) ressalta que, os efeitos negativos são, ainda assim, em
maior número, causando preocupação quanto à qualidade da água para o consumo humano,
quanto ao tempo que se leva para a remoção e o tratamento de uma área degradada e, também
quanto aos custos financeiros.
38
3.4.4 Interações de metais com os sedimentos
Nos ambientes aquáticos, os sedimentos formam uma fase mineralógica que possui
partículas de tamanhos, formas e composições químicas diferentes. Com o passar dos anos, a
maior parcela desses materiais, depositam-se no fundo de rios, lagos e oceanos, sofrendo
assim modificações através de reações de precipitação e transformações biológicas que
controlam a acumulação e a redistribuição da biota aquática, integrando o sedimento ao
ecossistema natural (SILVA, 2002).
Os sedimentos que se encontram depositados no fundo de rios, por exemplo, são os
que possuem o papel mais significativo quando se trata da poluição por metais pesados. Esses
materiais podem ser utilizados para a detecção de contaminantes que não se mantêm
dissolvidos em corpos de água superficiais após a emissão. Porém, como os metais pesados
não se adsorvem eternamente nos sedimentos devido aos eventos atuantes no ambiente, tais
como: mudanças no pH e potencial de redox, os sedimentos agem como transportadores e
possíveis fontes de poluição, tornando-se extremamente importantes para os estudos de
impacto ambiental (FÖRSTNER; WITTMANN, 1983; MOZETO, 1996).
A constituição dos sedimentos é iniciada por uma matriz inorgânica mineral
considerada inerte, onde acontecem reações de adsorção variadas. Esta matriz é coberta por
compostos orgânicos, tais como: ácidos húmicos, polissacarídeos, celulose e proteínas; por
compostos inorgânicos como óxidos e hidróxidos de manganês e ferro e, em condições
anóxicas por ácido sulfídrico o qual sofre dissociação dependendo do pH. Contudo, a lâmina
d’água que recobre o sedimento pode estar repleta de íons sulfatos, fosfatos e carbonatos que
podem se complexar e até mesmo precipitar com muitos metais (PERIN, 2005).
Perin (2005) afirma que, a presença de metais-traço em sedimentos já é bem
conhecida, pois os sedimentos são o destino final dos processos que acorrem no ar, na água e
no solo. Por isso, a progressiva degradação das rochas causa a liberação de espécies químicas
metálicas que acabam por chegar aos corpos de água, acumulando-se no sedimento.
Semelhante a este processo os compostos metálicos originados da atividade industrial ou
civil, como por exemplo, o chumbo liberado nos escapamentos de carros chega ao corpo de
água mais próximo onde, através de alguns processos acabam se adsorvendo aos sedimentos.
39
A contaminação dos sedimentos por metais pode acontecer por fontes difusas e
pontuais. As fontes difusas têm origem na atmosfera, nas deposições de sólidos e,
particularmente pela lavagem de solos utilizados na agricultura. Já as fontes pontuais são os
lançamentos de efluentes domésticos e industriais, depósitos de lixo, e despejos de mineração
(LEITE, 2002).
Nos sedimentos de fundo, os íons metálicos têm sido encontrados em diversas
formas químicas associadas com uma variedade de compostos orgânicos e inorgânicos,
dependendo das condições químicas e geológicas do ambiente. Esta diversificação nas
formas químicas dos elementos traço é muito importante para se avaliar o potencial de
toxidade e a mobilidade dos contaminantes metálicos nos estudos de avaliação de risco das
concentrações totais dessas espécies químicas (FARKAS; ERRATICO; VIGANÒ, 2007).
Além disso, esse grupo especial de contaminantes hídricos alcançou uma alta
significância ecológica, uma vez que não são removidos facilmente da água por uma simples
purificação e, acumulam-se em grandes quantidades, entrando na cadeia alimentar. A
associação dos metais traço com as partículas dos sedimentos depende tanto da área de
superfície quanto das características físicas e químicas do sedimento. Hidróxidos de ferro e a
matéria orgânica que se alojam na superfície das partículas do sedimento podem interagir com
metais, controlando a adsorção e a solubilização dos mesmos (SINGH et al., 2007).
A circulação de metais pesados no material em suspensão e no sedimento pode ser
perigosa tanto para o ecossistema em que se encontram quanto para o abastecimento de água
potável. A mobilização dessas espécies químicas ocorre, principalmente, por quatro tipos de
alterações químicas na água (LEMES, 2001):
• Alta concentração de sais. Pode haver uma competição entre os cátions das famílias
dos metais alcalinos (família 01) e alcalino-terrosos (família 02) e os íons metálicos
que estão adsorvidos nas partículas sólidas;
• Alteração nas condições de oxirredução juntamente com a diminuição do oxigênio
dissolvido devido à eutrofização. Os hidróxidos de ferro e manganês são em parte ou
completamente dissolvidos e, os metais pesados incorporados são parcialmente
liberados;
• Uma diminuição do pH torna o ambiente mais ácido dissolvendo os carbonatos e
hidróxidos presentes e, aumentando a desorção dos cátions metálicos que competem
pelos íons H
+
;
40
• A utilização de produtos naturais e sintéticos pode formar complexos de metais
solúveis estáveis com metais pesados adsorvidos a partículas sólidas.
O autor destaca que, existem processos de transformação em que os metais pesados
transferem-se do sedimento para os corpos de água e para espécies animais e vegetais
aquáticos, tornando-se assim biodisponíveis.
3.4.5 Matéria orgânica em sedimento
Os sedimentos desempenham um importante papel no ecossistema aquático, pois
fornecem habitat para muitos dos organismos que vivem nesse ambiente além de servir como
fonte e destino final de materiais orgânicos e inorgânicos (SILVA, 2002).
A quantidade de matéria orgânica que se encontra presente no sedimento é
geralmente resultante da contribuição de materiais originados das margens de corpos d’água,
da ação antrópica como o lançamento de efluentes e, também, pela sedimentação e
decomposição de resíduos orgânicos. A avaliação deste parâmetro é de suma importância para
os seres vivos bentônicos, uma vez que pode determinar biodiversidade do ambiente. A carga
orgânica pode influenciar na biodisposição de metais e de compostos organoclorados no
sedimento como conseqüência da capacidade que a matéria orgânica possui em forma de
complexos, diminuindo a toxidade dessas substâncias (RODRÍGUEZ, 2001).
A afinidade que existe entre a matéria orgânica e os íons metálicos confirma-se
através de estudos que revelam a relação entre a quantidade de carga orgânica presente no
sedimento e os níveis de concentração dos metais (MOALLA; AWADALLAH; RASHED,
1998).
De acordo com Perin (2005), os compostos orgânicos de carbono que se encontram
no sedimento são, na sua maioria, os ácidos húmicos, que são resultados dos processos de
biodegradação da matéria orgânica da madeira, sendo formados em diferentes fases da
degradação. No início, a celulose e a lignina, por exemplo, sofrem degradação por
microrganismos que as convertem em moléculas menores, podendo ligar-se novamente e
formar moléculas de tamanhos maiores.
41
No entanto, além dos ácidos húmicos, dependendo do tipo de sedimento, a matéria
orgânica é formada também por outras espécies químicas. Compostos como a celulose e a
lignina que dão origem aos ácidos húmicos podem também estar presentes, assim como as
proteínas, os polissacarídeos, os aminoácidos, entre outros. Essas substâncias quando se
adsorvem ao material inorgânico que se encontra em suspensão ou no sedimento dos corpos
d’água, tornam o meio fortuitamente apolar, aonde os compostos hidrofóbicos inserem-se sem
a necessidade de competição com as moléculas de água (PERIN, 2005).
O termo adsorção pode ser entendido como a concentração de uma espécie química,
íon e/ou molécula, em uma interface
8
quais sejam: sólido-líquido, sólido-gás, sólido-sólido,
líquido-líquido e líquido-gás. A substância que é adsorvida chama-se adsorvato e, o material
que adsorve é denominado adsorvente ou substrato (GAUDIN, 1957
9
apud MENEZES, 2003;
CASTELLAN 2003).
Os processos de adsorção podem ser definidos em função tanto da natureza da
interação adsorvato/adsorvente, como em função da especificidade entre esses. No primeiro
caso a adsorção é classificada como adsorção física ou química. Sejam as forças existentes
entre o adsorvato e o adsorvente somente intermoleculares, tais como, van der Waals e
ligações de hidrogênio, a adsorção é denominada física. Por outro lado, se as moléculas se
unem à superfície do adsorvente através de ligações químicas, tais como ligações
moleculares, e tendem a se acomodar em sítios ativos no substrato, a adsorção é caracterizada
como química (ATKINS, 1999; SHAW, 1975).
8
A interface é uma região heterogênea entre duas fases da matéria.
9
GAUDIN, A. M. Flotation. New York: Mc Graw-Hill, 1957, 573 p.
42
3.5 Alternativas para a melhoria da qualidade dos recursos hídricos superficiais
3.5.1 Tratamento de esgotos
No Brasil, as Regiões Metropolitanas e as grandes cidades concentram um volume
muito grande de esgoto, sendo que 49% dele é coletado em rede e, somente 10% do esgoto
total brasileiro sofre processos de tratamento adequados. Como conseqüência, grande parte do
esgoto urbano é despejado em corpos d’água como rios, mares, lagos e lagoas, poluindo-os e
causando grandes problemas ambientais nas regiões urbanas (BORSOI et al., 2002).
A matéria orgânica presente em efluentes domésticos é o principal problema de
poluição nas águas. Ela é constituída basicamente de carboidratos, compostos derivados de
proteínas, óleos, gorduras, uréia e surfactantes (DA COSTA, 2004).
O tratamento de efluentes, de um modo geral, apresenta custos elevados, devido ao
uso de reagentes químicos e equipamentos sofisticados. Neste sentido, muitos países pobres
utilizam somente um tratamento primário, podendo este ser químico, físico, biológico ou
físico-químico (TOSETTO, 2005).
3.5.2 A flotação como tratamento físico-químico de efluentes
A flotação é um processo que, num determinado sistema, consegue-se a separação
de partículas líquidas ou sólidas de uma fase líquida, através da introdução de pequenas
bolhas de gás que se aderem à superfície dessas partículas, formando assim, um aglomerado
partícula-bolha de densidade aparentemente menor que a da água. Esse aglomerado tende a
ascender até a superfície da fase líquida de onde é removido (REALI; CAMPOS, 1986).
43
Essa tecnologia é utilizada há mais de um século. No início foi utilizada no
tratamento de uma ampla gama de minérios. A partir dos anos 20 do século passado, o
processo de flotação passou a ser empregado também para o tratamento de efluentes
industriais, primeiramente na indústria têxtil, e posteriormente passou a ser empregado em
outras aplicações, tais como na separação de sementes, para se recuperar fibras na indústria de
papel, na remoção de óleos e gorduras, entre outros (TEIXEIRA, 2003).
De acordo com esse autor, no sistema de flotação, aplicado ao tratamento de
efluentes, existem quatro principais processos envolvidos: o primeiro é a geração de bolhas de
tamanho adequado, o segundo é a interação partícula-bolha, o terceiro é a separação dos
aglomerados da fase líquida e o quarto é a remoção do sobrenadante. Das técnicas
empregadas na geração de bolhas, pode-se citar a flotação por ar dissolvido (FAD), a qual
necessita de uma câmara de saturação para a dissolução do ar na fase líquida.
Uma das técnicas de flotação utilizadas para o tratamento de efluentes domésticos e
industriais é a Flotação por Ar Dissolvido (FAD). Esta técnica promove a ascensão das
partículas na superfície da fase líquida, por meio da aderência entre microbolhas de gás e
partículas previamente floculadas, tornando-as menos densas que a água. Sendo assim, são
rapidamente removidas na parte superior do tanque de flotação (MORETTI, 2000).
A instalação de um sistema de FAD consiste em uma unidade para misturar os
produtos químicos que servem como coagulantes, com a água bruta, e ainda um estágio para a
floculação mecânica, seguido de um tanque de flotação. Os coagulantes podem ser sais
inorgânicos (de ferro ou alumínio), sílica ativada e polímeros iônicos, que são adicionados na
fase líquida para alterar as cargas da superfície das partículas, dando possibilidade à formação
dos flocos (ZABEL, 1985).
Quando a água é tratada por esse processo físico-químico, parte dela é recirculada e
injetada por meio de registros na entrada de água floculada. Através dos registros, a pressão
local é reduzida à pressão atmosférica, e o ar, impossibilitado de permanecer em solução, é
liberado na forma de pequenas bolhas. Estas, então, aderem-se aos flocos formando
aglomerados. Os aglomerados, por fim, vão parar na superfície do tanque de flotação, sendo
removido como lodo flotado pelo método d submersão ou por raspagem mecanizada
(MORETTI, 2000).
A afinidade entre os flocos e as pequenas bolhas é fundamental para o sucesso desse
tipo de tratamento. Neste processo as partículas hidrofóbicas se aderem muito bem à
44
superfície das microbolhas, sendo o contrário para as partículas hidrofílicas, fator este que
dificulta a sua remoção por flotação. Em outro caso, porém, as partículas que são hidrofílicas
podem se tornar hidrofóbicas a partir de agentes tensoativos, que, quando se adsorvem na
superfície delas formam um filme hidrofóbico, aumentando, assim, o ângulo de contato entre
elas e as microbolhas (REALI; CAMPOS, 1986).
A utilização do processo FAD na separação de sólido-líquido vem crescendo, pois
este tipo de tratamento leva vantagens com relação a outros, como por exemplo, a
sedimentação. Entre essas vantagens pode-se citar: a possibilidade de arrastar substâncias
voláteis contaminantes que podem estar presentes na água; permite a oxidação de íons
metálicos como ferro e manganês, dissolvidos na água; produz lodo com grande quantidade
de sólidos. O alto teor de sólidos produzidos na flotação permite uma secagem direta,
diminuindo assim os custos com equipamentos, espaço e também com o consumo de produtos
químicos necessários para o espessamento; possibilita uma melhor remoção de partículas
menores (REALI,1991).
3.5.3 Processo aeróbio como tratamento biológico de efluentes
Os tratamentos biológicos são, sem dúvida, os processos mais utilizados, uma vez
que tratam um grande volume de efluente, transformando compostos orgânicos tóxicos em
substâncias menos nocivas, tais como CO
2
, CH
4
e H
2
O. A aplicação dos processos biológicos
se dá pela remoção da matéria orgânica presente nos efluentes domésticos e industriais pela
ação decompositora de microrganismos, usualmente medida na forma de DBO, DQO ou
carbono orgânico total (COT) (FREIRE et al., 2000).
Segundo esses autores, dependendo da origem do receptor de elétrons, os
tratamentos biológicos podem ser classificados em aeróbios e anaeróbios. Nos processos
aeróbios a decomposição da matéria orgânica leva à produção de CO
2
e H
2
O, sendo o
oxigênio o receptor de elétrons. Nos anaeróbios, o oxigênio molecular está ausente sendo
algumas formas de carbono, enxofre e nitrogênio, os receptores de elétrons (NO
3
-
, SO
4
2-
,
CO
2
).
45
Os processos aeróbios utilizam bactérias e fungos como decompositores da carga
orgânica através de reações de oxidação. As suas formas mais comuns de aplicação em
estações de tratamento são representadas pelas lagoas aeradas e pelos sistemas de lodos
ativados (SANTOS; SOARES, 2007).
Nas lagoas aeradas, os efluentes são submetidos à ação de consórcios de organismos,
muitas vezes de composição desconhecida, durante vários dias. A toxidade aguda do efluente
é removida com relativa facilidade. No entanto, outros parâmetros como cor e toxidade
crônica não são eficientemente reduzidos. e alguns problemas associados como perdas de
substratos tóxicos por volatilização e contaminação de lençóis freáticos por infiltração, são
também bastante críticos (FREIRE et al., 2000).
O tratamento por lodos ativados é um processo biológico mais versátil e eficiente,
haja vista que o mesmo trabalha com pouco substrato auxiliar e é capaz de remover a toxidade
crônica e aguda e menos tempo de aeração. Existe no lodo (biomassa) uma grande
concentração de microrganismos, que podem favorecer a redução de boa parte dos compostos
presentes. A recirculação da biomassa, característico do processo aeróbio, faz com que um
grande número de microrganismos permaneça por um longo tempo de residência no meio,
facilitando a oxidação dos compostos orgânicos do lodo e diminuindo o tempo de retenção do
efluente (SCHRANK, 2006).
As principais desvantagens associadas ao tratamento por lodo ativado são: o alto
custo de implementação e a formação de grandes quantidades de lodo. No entanto, existe uma
forte tendência para a reutilização dessa biomassa gerada em estações de tratamento de
esgotos, sendo uma delas a utilização como adubo na agricultura, desde que sejam realizadas
avaliações químicas para determinar se, na sua composição, não existem contaminantes
ambientais, tais como metais pesados (FREIRE et al., 2000).
3.5.4 Disposição final e utilização do lodo gerado em estações de tratamento de efluentes
Os diferentes tipos de disposição do lodo de esgoto no solo podem ser divididos, de
maneira geral em duas categorias. O uso benéfico é uma delas. Quando sua aplicação
46
beneficiar o solo com suas propriedades fertilizantes e condicionantes envolvendo práticas
como a reciclagem agrícola e o reflorestamento, a utilização na recuperação de áreas
degradadas e a produção de substratos para mudas e fertilizantes. Uma outra alternativa de
disposição é o descarte, quando o solo passa a ser o decompositor do resíduo, ou como local
de estocagem (ANDREOLI; PEGORINI; FERNANDES, 2001).
3.5.4.1 Principais tipos de descarte do lodo
A urbanização crescente observada mundialmente está favorecendo a formação de
grandes áreas metropolitanas, que impõem limites nas alternativas de processamento e
disposição final do lodo gerado em estações de tratamento. Por esse fato existe a necessidade
de um destino final e, entre os principais tipos de transformação e descarte do lodo de esgotos
estão (LUDUVICE; FERNANDES, 2001):
• Secagem térmica: processo baseado na aplicação de calor para a que a umidade
presente no lodo seja evaporada. É um processo bem flexível, pois podes adaptar o
resíduo para o reuso agrícola, disposição em aterros sanitários e incineração;
• Oxidação úmida: o processo baseia-se na capacidade que matéria orgânica presente
tem de ser oxidada a temperaturas entre 100º e 374ºC, o ponto crítico da água. O
processo é eficiente na destruição da matéria orgânica presente em efluentes com
concentração de sólidos entre 1 e 20%;
• Incineração: é um processo que estabiliza o lodo e que propicia uma maior redução no
volume para a disposição final. A incineração destrói as substâncias orgânicas
presentes no lodo através da combustão obtida na presença de excesso de oxigênio.
Toda a matéria orgânica e os organismos patogênicos são destruídos. O volume da
cinza residual é geralmente inferior a 4% do volume do lodo desaguado no
incinerador. Atualmente os incineradores possuem sistemas de filtro, que reduzem a
emissão de poluentes para a atmosfera. No entanto, ainda assim, existe o risco
potencial e efetivo da geração de dioxinas e furanos, entre outros poluentes;
47
• Disposição em aterro sanitário: neste caso não há qualquer preocupação na
recuperação de nutrientes ou na utilização do lodo para qualquer finalidade útil. O
lodo confinado em células passa por processo de biodegradação anaeróbica, o qual
gera subprodutos como, o gás metano. A disposição do lodo em aterros sanitários
requer uma adequação entre as características do lodo e as do aterro.
3.5.4.2 Principais usos benéficos do lodo
De acordo com Santos (2003), o uso benéfico pode ser ampliado para além do uso
agrícola, mantendo-se a concepção de aproveitamento, porém não restringindo o lodo apenas
às alternativas de disposição no solo, mas sim o incorporando também em processos
industriais, como por exemplo, a fabricação de materiais para a construção civil, e quaisquer
outros processos que estejam baseados na sua utilização. A partir deste critério de
classificação, no uso benéfico encontram-se as alternativas para a disposição útil do lodo de
esgotos, como:
• Usos benéficos no solo: geralmente a composição química dos lodos ativados possui
quantidades significativas de nutrientes essenciais ao desenvolvimento das plantas,
porém a presença desses elementos depende da origem e do processo de tratamento do
lodo. Um lodo que é rico em matéria orgânica melhora as características físicas do
solo, promove maior agregação de suas partículas e, reduz sua coesão e plasticidade.
Aumenta também a infiltração e a retenção de água no solo, tornando-os mais
produtivos e resistentes ao processo de erosão.
• Fabricação do cimento Portland: um estudo laboratorial feito por Tay e Show (1991)
procurou desenvolver um cimento Portland a partir de tortas de lodo de esgoto. As
matérias-primas deste cimento é pedra calcária e argila, sendo assim, a argila foi
substituída pelo lodo desidratado. O melhor cimento produzido foi o de composição
50% de lodo desidratado e 50% de pedra calcária. Dessa forma o cimento poderia ser
usado para fins não-estruturais, pois se trata de uma experiência em escala
laboratorial.
48
• Produção de cerâmica vermelha: as tortas de lodo são misturadas à argila e são moídas
formando uma massa. Esta massa recebe água a fim de possuir umidade em torno de
20%, depois ela é extrudada e os tijolos são cortados. Após a secagem eles são
queimados, esfriados e estocados. Os tijolos são reconhecidos pela excelente
qualidade, cor e textura uniformes e são indistinguíveis dos convencionais.
3.6 Remediação de sedimentos
Como já foi visto anteriormente os sedimentos de rios e lagos podem ser
contaminados por metais pesados e por compostos orgânicos tóxicos, atuando como fontes de
contaminação constantes da água que flui por eles. Para se determinar o grau de contaminação
que se encontra o sedimento, deve-se analisar uma amostra dele e verificar a presença de
metais pesados como o chumbo e o mercúrio. No entanto, esse tipo de análise pode se tornar
falho quando se tenta diferenciar os materiais tóxicos ativos que já estão solubilizados em
água daqueles que estão adsorvidos às partículas dos sedimentos e cuja ressolubilização seria
improvável (BAIRD, 2002).
Existem muitas técnicas para a remediação de sedimentos contaminados. Dentre
elas, a solução mais simples seria a de cobrir esses sedimentos com solo ou sedimentos
limpos, impondo assim uma barreira entre os poluentes e os sistemas aquáticos. Em uma outra
técnica, os sedimentos contaminados são dragados a uma profundidade tal do corpo de água
que a concentração de contaminantes seja aceitável (SERENO, 2004).
No caso dos sedimentos possuírem uma alta concentração de matéria orgânica e
sejam ricos em nutrientes inorgânicos, poderão ser utilizados para o enriquecimento de um
solo que não possui finalidade para a agricultura. Porém, em alguns casos, o sedimento poderá
ser utilizado na agricultura, desde que se tomem precauções quanto à presença de metais
pesados e outros contaminantes para que não sejam absorvidos pelas plantas cultivadas
(GUELFI, 2001).
Segundo Baird (2002), dentro das técnicas de remediação estão incluídos vários
métodos químicos e biológicos para a descontaminação de sedimentos. Como exemplo, tem-
49
se o tratamento com carbonato de cálcio ou cal, que aumenta o pH dos sedimentos e faz com
que os metais pesados percam a sua mobilidade. Em uma outra situação os sedimentos podem
ser cobertos com sólidos quimicamente ativos, como calcário (carbonato de cálcio), gesso
(sulfato de cálcio), sulfato de ferro III, ou ainda, carvão ativado, que irão gradativamente
desintoxicá-lo.
Outra técnica também utilizada, de acordo com esse autor, é a retirada dos
sedimentos do fundo dos corpos de água para serem tratados fora. Os metais presentes no
material a ser tratado são removidos por acidificação ou por tratamento com um agente
quelante, tornando-se solúveis em água e sendo separados do sólido.
Para os sedimentos que contêm contaminantes orgânicos, as principais técnicas são:
a extração de substâncias tóxicas com a utilização de solventes, a sua destruição através do
calor, ou a introdução de microorganismos que promovam a sua decomposição. Terminada a
descontaminação, os sedimentos poderão ser devolvidos ao leito dos rios e lagos ou serem
depositados sobre o solo (LÖSER et al., 2007; BAIRD, 2002).
3.6.1 Biorremediação
A ciência anda sempre em busca de alternativas economicamente viáveis e mais
efetivas, para minimizar e até mesmo reverter os danos causados ao ambiente. Neste sentido,
a biorremediação é uma tecnologia que faz a utilização de organismos vivos na degradação de
contaminantes ambientais. Com a ajuda da engenharia genética que desenvolve linhagens de
microrganismos específicos para determinados poluentes, esta tecnologia vem ganhando
espaço e crescendo rapidamente (SERENO, 2004).
A biorremediação é muito utilizada na remediação de depósitos de lixo e solos
contaminados por compostos orgânicos, como o HPAs (hidrocarbonetos policíclicos
aromáticos). Contudo, para que essa tecnologia tenha sucesso algumas condições devem ser
cumpridas, tais como (BAIRD, 2002):
• Os contaminantes devem ser passíveis de serem degradados biologicamente, estando
presentes nas condições físicas acessíveis aos microorganismos;
50
• Durante a remediação devem ser usados os microorganismos apropriados para a
situação;
• O potencial hidrogeniônico (pH), a temperatura e a quantidade de oxigênio devem
estar adequados à decomposição biológica.
Uma técnica de biorremediação utilizada é o isolamento em laboratório de
microrganismos que tenham se desenvolvido no local contaminado. A finalidade é o aumento
da população desses micróbios para finalmente devolvê-los ao local onde se tornaram
degradadores de contaminação (SERENO, 2004).
Segundo Baird (2002), não somente as bactérias são biorremediadores do ambiente.
Os fungos que têm sua origem da decomposição vegetal são espécies que se autoprotegem
dos poluentes e os degradam fora da parede celular, através da secreção de enzimas
catalisadoras do radical hidroxila e de outras espécies químicas reativas. Como o radical
hidroxila não é especifico em relação à substância a ser oxidada, os fungos se tornam agentes
decompositores de misturas de resíduos que incluam substâncias cloradas como, por exemplo,
DDT (para-diclorodifeniltricloroetano), 2,4,5-T (ácido 2,4,5-triclorofenóxiacético) e os
HPAs.
51
4 MATERIAL E MÉTODOS
As etapas que possibilitaram o estudo e a interpretação dos parâmetros analisados
nas águas e nos sedimentos da Bacia Hidrográfica do rio da Laje foram as seguintes:
a. Escolha e caracterização dos pontos de amostragem de água e sedimento do rio da
Laje;
b. Análise dos parâmetros químicos, físico-químicos e microbiológicos da água;
c. Análise dos parâmetros químicos e físico-químicos do sedimento;
d. Interpretação dos resultados obtidos.
4.1 Caracterização da área de estudo
4.1.1 Bacia hidrográfica: conceito e localização da bacia do rio da Laje, Sombrio – SC
A bacia hidrográfica é uma unidade natural determinada na superfície terrestre pelos
seus limites de escoamento da água sobre a superfície, ao longo do tempo. Sendo assim,
independente de seu tamanho, o curso de água é resultante da contribuição de uma
determinada área topográfica a qual se denomina bacia hidrográfica. O curso de água ao
drenar a bacia, recolhe e demanda a água proveniente da precipitação, conduzindo uma parte
dela para formar o respectivo curso de água (BRIGANTE; ESPÍNDOLA, 2003).
Os autores afirmam que, o curso de água formado responde às influências dos
fatores naturais e antrópicos que acontecem ao seu redor e no seu interior. Neste contexto, a
utilização dos recursos hídricos para fins de consumo de água de qualidade e, em quantidade,
respeitando o valor que o solo, a vegetação e a água como paisagem representam para o
homem um grande desafio, pois o meio ambiente precisa que a sociedade entenda cada vez
52
mais sobre a importância dos recursos naturais, sobretudo os hídricos que são vitais às
espécies.
A bacia hidrográfica do rio da Laje localiza-se na região Sul do estado de Santa
Catarina. Essa bacia abrange os municípios de Sombrio, Santa Rosa do Sul, Jacinto Machado
e Ermo. Seus principais afluentes são os córregos Garuva e Peroba.
A bacia está compreendida entre as coordenadas geográficas 48º 37’ e 48º 27’ de
longitude Oeste e 29º 08’ e 29º 00’ de latitude Sul. Drena uma área de 158,04 km
2
, sendo o
principal afluente da Lagoa do Sombrio. De acordo com o grau de ramificação entres os
canais pertencentes a esta bacia, o rio da Laje é considerado de quarta ordem (BACK;
NEUBERT, 2000).
Dos municípios citados acima, a maioria se destaca pela atividade agrícola, tendo
como principais culturas o fumo, o arroz irrigado e a banana. No entanto, a maior área da
bacia está localizada no município de Sombrio. Neste município, além da rizicultura, da
atividade fumageira e das plantações de banana, destaca-se no setor econômico a cerâmica, a
produção de alimentos, a atividade agropecuária e a produção de calçados e roupas.
A Figura 4.1 demonstra a localização da Bacia Hidrográfica do rio da Laje no
Estado de Santa Catarina.
Figura 4.1 Localização da Bacia Hidrográfica do rio da Laje em Santa Catarina.
53
Na Figura 4.2 encontra-se delimitada a Bacia do rio da Laje.
Figura 4.2 Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
4.2 Características gerais da bacia hidrográfica do rio da Laje
No que se referem às características gerais da bacia hidrográfica do rio da Laje, tais
como: relevo, solo, clima e cobertura vegetal nativa, foram tomadas como base as
informações dos trabalhos realizados por Back e Neubert (2000), Alexandre (2000) e Hadlich
(1997) e, também, por informações encontradas no site oficial do município de Sombrio
(www.sombrio.com.br, disponível em 2006).
As atividades antrópicas exercidas intensamente no interior da bacia do rio da Laje,
constituem na principal fonte de poluição e comprometimento da Lagoa de Sombrio (BACK;
NEUBERT, 2000).
De acordo com esses autores, cerca de 70% da área desta bacia apresenta um relevo
plano a suavemente ondulado, com uma declividade que varia entre zero e 10%. O restante do
54
relevo concentra-se entre ondulado e fortemente ondulado e a sua declividade se encontra
entre 10 e 45%. Apresenta, ainda, o relevo montanhoso (declividade superior a 45%), no
entanto, este último possui uma menor participação na área total da bacia.
Back & Neubert (2000) enfatizam que a utilização das terras da bacia hidrográfica
do rio da Laje são para o cultivo de pastagens e reflorestamento, culturas anuais como fumo,
arroz irrigado, milho, feijão e mandioca, para a plantação da banana e, em algumas áreas
ainda ocorre a presença da mata nativa.
De acordo com Hadlich (1997), que realizou um estudo sobre a “cartografia de
riscos de contaminação hídrica por agrotóxicos: proposta de avaliação e aplicação na
microbacia do córrego Garuva, Sombrio, SC”, das terras da microbacia estudada 33%
pertencem à classe de solo Terra Roxa Estruturada, 28% correspondem a Cambissolos, 28%
pertencem aos solos Gleis e 11% à classe dos Podzólicos.
Segundo Back e Neubert (2000), as características da microbacia do córrego Garuva
de acordo com a dos seus solos, usos e relevo indicam, certamente, o que ocorre no restante
da bacia hidrográfica do rio da Laje. No entanto, quanto à caracterização dos solos, devem-se
acrescentar os solos Litólicos e as Areias Quartzosas distróficas. Os litólicos estão presentes
em pequena proporção e localizados na declividade montanhosa. E as Areias Quartzosas
distróficas também pouco representadas aparecem na parte Leste da bacia e em relevo
predominantemente plano.
O clima desse município classificado segundo Wladimir Koeppen (1846-1940), que
se dedicou aos estudos climáticos embasados nos dados de temperatura e precipitação, é do
tipo subtropical úmido com verões quentes, também chamado de mesotérmico, onde a
temperatura do mês mais frio varia entre -3 e 18 ºC. Essa classificação é descrita como Cfa,
onde cada letra representa algumas características relacionadas com a temperatura e a chuvas
da região (www.sombrio.com.br, disponível em 2006).
A partir de seus estudos Wladimir Koeppen definiu o globo em cinco zonas
fundamentais de clima, sendo quatro definidas termicamente e pluviometricamente (A, C, D,
E). Nas cinco zonas são encontrados doze (12) tipos fundamentais de clima que se dividem
em variedades específicas de precipitação e temperatura, variedades e alternativas gerais.
Sendo assim cada característica climatológica é representada por uma letra.
55
De acordo com Koeppen a letra C representa o clima temperado chuvoso e quente –
mesotérmico, onde as estações verão e inverno são bem definidas e, durante o inverno
ocorrem geadas, mas não há manutenção de neve.
O grupo C é subdivido em mais três grupos (w, s, f). Nesse caso o município de
Sombrio está inserido no grupo Cf, de clima temperado úmido sem estação seca, quando no
caso das chuvas de verão a precipitação máxima for menor que 10 vezes a precipitação do
mês mais seco e, quanto às chuvas de inverno a precipitação for menor que três vezes a do
mês mais seco.
Por fim, o grupo C possui ainda quatro variedades específicas em temperatura (a, b,
c, d). Nesse caso, o município se enquadra no grupo Cfa, onde a letra a indica a ocorrência de
quatro ou mais meses com suas temperaturas maiores que 10 ºC.
A cobertura vegetal é uma característica muito importante quando se trata da
qualidade dos recursos hídricos. O processo de ocupação do solo no Sul do estado de Santa
Catarina durante a sua história, está associado à ocupação das áreas de florestas com o
objetivo do uso do solo para as atividades agro-pastoris e para a ocupação urbana
(ALEXANDRE, 2000).
Além disso, a autora destaca que, o desmatamento também foi resultado da
exploração dos recursos naturais na obtenção de matérias-primas minerais como argilas para
cerâmicas e olarias, carvão e outras substâncias.
A vegetação nativa do Sul do estado era, na sua maioria representada pela Floresta
Ombrófila Densa, destacando-se economicamente, espécies como: peroba vermelha, baguaçu,
canela-preta, aguaí, bicuíba, cedro, ipê amarelo e o palmiteiro (SANTA CATARINA, 1997).
No entanto devido à extração da madeira e à agricultura familiar, o sul catarinense possui um
dos panoramas fitoecológicos com menor cobertura vegetal do estado (IBGE, 1997).
A vegetação que cobre as margens de corpos de água é chamada de vegetação ciliar,
mata ciliar, mata ripária, entre outros. Ela faz parte do ciclo hidrológico fluvial e, de acordo
com Zimmermann (1994), desempenha importantes papéis como: estabilização das margens
pelo emaranhado de suas raízes; faz os nutrientes circularem pelo escoamento superficial e
subterrâneo; impede o carreamento de sedimentos, mantendo a qualidade das águas;
manutenção da ictiofauna e intercepta a radiação solar, contribuindo assim para a
estabilização térmica dos cursos de água menores.
56
Para o caso do rio da Laje, a ocupação de suas margens é um problema. Percorrendo
os afluentes principais, córregos Garuva e Peroba em direção à foz do rio, observam-se as
irregularidades quanto à preservação da vegetação ciliar, encontrando em sua bacia variadas
culturas agrícolas, indústrias de refrigerantes, cerâmicas, olarias e residências.
A retirada da mata ciliar para o plantio, principalmente, para a cultura de arroz
irrigado, tem prejudicado intensivamente o curso de água do rio de Laje e seus afluentes. Em
algumas áreas a água é represada a fim de aumentar seu volume para a utilização nas quadras
de arroz. A vegetação aparece, em grande parte como uma lembrança de proteção que existia
anteriormente às águas do rio.
4.3 Caracterização dos pontos de amostragem
O trabalho contemplou três regiões distintas distribuídas à montante e à jusante do
rio da Laje, de acordo com a Tabela 4.1. A escolha das regiões foi de acordo com o uso e a
ocupação do solo pelas atividades agrícolas e industriais e, pelos aglomerados urbanos. O
primeiro ponto localiza-se na foz do rio, próximo a Lagoa de Sombrio. O segundo ponto está
concentrado em perímetro urbano e, o terceiro encontra-se localizado na região agrícola da
bacia, nas proximidades da cultura de arroz irrigado. Foram realizadas quatro etapas de
amostragem distribuídas nos meses de novembro de 2006 e maio, agosto e outubro de 2007;
Tabela 4.1 Identificação e localização dos pontos de amostragem.
Pontos de
Amostragem
Localização Latitude
(N)
Longitude
(E)
P1 Foz do rio da Laje –
bairro Raizeira.
6.776.521,33
632.571,32
P2 Perímetro urbano –
bairro Rússia.
6.778.105,11
633.206,68
P3 Área agrícola – bairro
Retiro da União.
6.780.784,63
629.011,76
57
A Figura 4.3 apresenta a localização dos pontos de amostragem na Bacia do rio da
Laje.
Figura 4.3 Macrolocalização dos pontos de amostragem na Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
4.3.1 Ponto 01 – Foz do rio da Laje, bairro Raizeira
Este ponto é o local de descarga das águas do rio da Laje na lagoa do Sombrio.
Esta região foi escolhida como ponto de amostragem pelo fato da área sofrer interferência da
água doce da lagoa e por ser o ponto de chegada de boa parte da carga poluidora originada no
município de Sombrio. É uma área que sofre intensamente com a ação das intempéries, pois
as margens do rio estão desprovidas de vegetação suficiente para evitar a erosão e o transporte
de sedimentos ao longo do rio. Além disso, possui pastagem para alimentação de bovinos e
58
ovinos, os quais acabam intensificando com a sua presença o assoreamento do rio e,
conseqüentemente, da lagoa. A Figura 4.4 apresenta a foz do rio da Laje.
Figura 4.4 Local desprovido de vegetação arbórea, sofrendo com as intempéries.
Observando as Figuras 4.5 e 4.6, nota-se a ação das intempéries e dos animais na
modificação da paisagem durante o período em que ocorreu a pesquisa.
Figura 4.5 Foz do rio depois de um período de chuva.
59
Figura 4.6 Os animais às margens do rio contribuem para a destruição da vegetação e a erosão.
4.3.2 Ponto 02 – Perímetro urbano, bairro Rússia
O ponto de coleta P2 localiza-se nas proximidades do bairro Rússia e suas
proximidades sofrem com a influência do lançamento de efluentes domésticos, inclusive
sanitários e com dos despejos industriais. As canalizações pluviométricas que desembocam no
rio da Laje são utilizadas clandestinamente pela população para conectar seus esgotos. As
residências e olarias situadas às margens do rio lançam em seu leito, diariamente, despejos
sem qualquer tratamento e resíduos sólidos. As Figuras 4.7, 4.8 e 4.9 revelam a localização do
ponto, bem como o descaso com o ambiente.
60
Figura 4.7 Funcionários do IPAT realizando a coleta de sedimento.
Figura 4.8 Lixo jogado às margens do rio da Laje.
61
Figura 4.9 Canalização de esgoto doméstico clandestina às margens do rio.
As Figuras 4.10 e 4.11 demonstram a presença da ação antrópica tanto na pesca
como na construção de residências às margens do rio da Laje.
Figura 4.10 Algumas espécies de peixes servem de alimento à população ribeirinha.
62
Figura 4.11 Quintal de uma casa situada às margens do rio. Local de criação de animais
domésticos e despejo de entulhos e lixo.
4.3.3 Ponto 03 – Área agrícola, bairro Retiro da União
O terceiro ponto de amostragem (P3) está localizado na comunidade de Retiro da
União, e foi determinado por se tratar de uma região agrícola, destacando-se a cultura de arroz
irrigado. Este tipo de atividade traz muitos impactos ambientais, pois precisa há a necessidade
de se concentrar essa cultura nas proximidades de rios, córregos e lagoas, para que a a mesma
seja abastecida constantemente por água.
Nesse sentido o carreamento de sedimentos e poluentes originados, pelo
desmatamento da vegetação ciliar para a abertura de canchas e valas para a plantação de arroz
e a abusiva utilização de agroquímicos, mostra que deve ser levado em consideração o
surgimento de contaminantes nas águas do rio da Laje através da agricultura. A localização
desse ponto de amostragem está destacada na Figura 4.12.
63
Figura 4.12 Influência das atividades agrícolas e a presença de criação de bovinos.
As Figuras 4.13 e 4.14 apresentam a localização de uma bomba utilizada para a
retirada de água do rio para ser usada na cultura do arroz.
Figura 4.13 Bomba utilizada pelos rizicultores para a retirada de água do rio para as
canchas de arroz.
64
Figura 4.14 Destaque para a cultura de arroz irrigado atrás da casinha da bomba e a
presença de uma indústria cerâmica.
4.4 Análises químicas, físico-químicas e microbiológicas da água
As amostras de água foram coletadas nos três pontos mencionados anteriormente
sendo armazenadas em frascos plásticos e acondicionadas em isopores para manter uma
temperatura que não alterasse a sua composição. Nos locais definidos foram medidas as
temperaturas da água e do ar como referência.
As variáveis utilizadas para a caracterização das amostras de água do rio da Laje
foram: pH, OD, DBO
5
, DQO, metais, como: arsênio (As), chumbo (Pb), ferro (Fe) e
manganês (Mn), além da medida de turbidez e a análise da presença de coliformes totais e
fecais.
Os procedimentos realizados durante a análise dos parâmetros químicos e físico-
químicos estão resumidos no Anexo A. Os métodos analíticos utilizados para a determinação
dos mesmos foram baseados na referência bibliográfica Standard Methods for the
Examination of the Water and Wastwater, Washington: 21st edition, 2005, utilizada no
65
Laboratório de Análises Físico-Químicas do Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas
– IPAT, da Universidade do Extremo Sul Catarinense – UNESC, Criciúma – SC.
As análises microbiológicas da água foram realizadas no Laboratório de
Microbiologia do IPAT. A metodologia utilizada pelo instituto está baseada na Portaria 1469
de 29 de setembro de 2000 do Ministério da Saúde, que estabelece os procedimentos e
responsabilidades para o controle da qualidade da água para consumo humano, bem como seu
padrão de potabilidade e se encontra sucintamente descrita no Anexo B.
As Figuras 4.15 e 4.16 representam a amostragem de água e a determinação de
alguns parâmetros in situ, respectivamente.
Figura 4.15 Coleta de água da Bacia Hidrográfica do rio da Laje para análise.
66
Figura 4.16 Anotação das temperaturas do ar e da água, bem como os valores de pH e OD.
4.5 Análises químicas e físico-químicas do sedimento
As amostras dos sedimentos aquáticos foram coletadas nas três regiões, foz,
perímetro urbano e região agrícola da bacia hidrográfica do rio da Laje. Os sedimentos foram
coletados no meio do rio e acondicionados em sacos plásticos etiquetados e guardados em
isopores para manter suas características físicas e químicas para serem transferidas até o
laboratório.
Quando as amostras chegaram ao laboratório foram quarteadas, e uma parte foi seca
em estufa de circulação de ar a temperatura de 65ºC ± 5ºC. Após a secagem, foram quarteadas
novamente. Uma parte foi guardada como contra prova e a outra foi moída em moinho de
disco para as realizações das análises.
Os procedimentos experimentais foram realizados no Laboratório de Análises de
Solo e Fertilizantes do IPAT, tendo como referências as metodologias baseadas na “SW 846-
3050B (U.S. EPA 1986, Test Method for Evaluating Solid Waste Report Number SW-846,
67
Washington, DC” e segundo o Standard Methods for the Examination of the Water and
Wastwater, Washington: 21st edition, 2005.
Os parâmetros utilizados para a caracterização dos sedimentos foram: pH em água,
matéria orgânica e os metais arsênio, chumbo, ferro e manganês. Na Tabela A3 (Anexo) estão
distribuídos os parâmetros e seus procedimentos metodológicos.
As Figuras 4.17, 4.18 e 4.19 revelam a amostragem de sedimentos realizada na foz
do rio da Laje e no bairro Retiro da União.
Figura 4.17 Coleta de sedimento usando draga para maiores profundidades.
68
Figura 4.18 Coleta de sedimento em profundidades menores, utilizando a “draguinha”.
Figura 4.19 Acondicionamento do material em sacos plásticos.
69
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Caracterização química, física e microbiológica da água do rio da Laje
Através da avaliação de um conjunto de dados e, da conexão dos mesmos com os
elementos integrantes da paisagem é possível realizar um monitoramento sobre a qualidade da
água de um recurso hídrico e propor soluções para os seus problemas ambientais. Dessa
forma, na Tabela 5.1 estão descritos os parâmetros químicos, físico-químicos e
microbiológicos analisados nas águas da Bacia Hidrográfica do rio da Laje, bem como os
valores máximos estabelecidos para águas doces de classe II, pela Resolução Nº 357, de 17 de
março de 2005, do CONAMA, além do método analítico utilizado na detecção de cada
parâmetro analisado.
Tabela 5.1 Descrição dos parâmetros químicos, físicos e microbiológicos.
Parâmetro Máximo
permitido
Mínimo
detectável
Método analítico
pH 6,0 a 9,0 0,1 Potenciométrico
OD (mg L
-
1
) Não inferior a 5,0 0,1 Potenciométrico
DBO
5
(mg L
-
1
) 5,0 1,0 Teste DBO 5 dias
DQO (mg L
-
1
) --- 0,5 Refluxo aberto
Arsênio (mg L
-
1
) 0,010 0,001 E.A.A*/forno grafite
Chumbo (mg L
-
1
) 0,010 0,001 E.A.A/forno grafite
Ferro total (mg L
-
1
) 0,30 0,02 E.A.A/chama
Manganês total (mg L
-
1
) 0,10 0,01 E.A.A/chama
Turbidez (UNT) 100,0 0,1 Nefelométrico
Coliformes totais
(NMP/100mL)
--- Ausente Min. da Saúde
Coliformes fecais
(NMP/100mL)
Ausente Ausente Min. da Saúde
* E.A.A: Espectroscopia de Absorção Atômica.
A avaliação da qualidade de um compartimento ambiental como o rio da Laje está
diretamente ligado aos contaminantes que podem ser transferidos durante o ciclo hidrológico
e também através da ação antrópica. Faz-se então necessário o estudo desses parâmetros de
70
qualidade das águas para determinar a condição de uso em que a bacia hidrográfica se
encontra e os prejuízos que os contaminantes podem trazer à saúde humana e ao ambiente.
Para avaliar a concentração de poluentes e a qualidade da água de um rio, por
exemplo, é importante saber, para efeitos de dissolução e concentração dessas espécies
químicas, a média de chuva que ocorreu durante as etapas de amostragem. Neste sentido, a
Figura 5.1 resume os valores das chuvas acumuladas durante os meses de novembro de 2006
e maio, agosto e outubro de 2007.
Média mensal de chuva ocorrida no Córrego
Garuva, Sombrio - SC.
0
50
100
150
200
250
Meses
Chuva acumulada (mm)
nov/06
mai/07
ago/07
out/07
Figura 5.1 Monitoramento hidrológico permanente do córrego Garuva, afluente do rio da Laje.
Fonte: Adaptado de http://www.ciram.com.br/ciram/clentes/microbacias/index.jsp#
Pode-se observar que os meses Nov./06 e Ago./07 foram os mais chuvosos. As
médias mensais dos dados de chuva são registradas no principal afluente do rio da Laje, o
córrego Garuva, monitorado pela EPAGRI/CIRAM através do Projeto Micro-Bacias II. A
pequena estação pluviométrica está instalada na comunidade de Maracanã, no município de
Sombrio.
71
5.1.1 Potencial hidrogeniônico (pH), oxigênio dissolvido (OD), demandas bioquímica
(DBO
5
) e química de oxigênio (DQO)
Os resultados obtidos nos estudos das variáveis pH, OD, DBO
5
e DQO são muito
importantes, pois evidenciam a poluição orgânica ocasionada por lançamento de efluentes
domésticos, industriais e também pela decomposição de material orgânico natural, tais como
plantas e animais mortos..
As medidas de pH da água resumidas na Tabela 5.2, realizadas in situ, resultaram
em valores enquadrados dentro da Resolução 357/05 do CONAMA, em praticamente todos os
períodos de coleta e, em todos os pontos de acordo com suas médias aritméticas 6,6 (P1); 6,6
(P2) e 6,7 (P3). Os resultados obtidos tiveram uma variação entre os valores 5,9 (P2) e 7,3
(P3). O potencial hidrogeniônico não é caracterizado como um poluente, no entanto, suas
variações determinam tanto a qualidade da água quanto as substâncias que poderão estar
dissolvidas ou precipitadas num corpo hídrico.
Tabela 5.2 Valores de pH avaliados no rio da Laje.
Ponto
pH
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
6,2 6,5 6,8 7,0
P2
5,9 6,5 6,7 7,1
P3
6,0 6,6 6,8 7,3
As variações de seus valores podem transcorrer entre ácidos, neutros ou alcalinos e
podem estar relacionados com a concentração de CO
2
na água e, também, pela presença de
soluções-tampões que impedem mudanças bruscas no seu valor. De acordo com Von Sperling
(1995), a fotossíntese, a dissolução de rochas e a absorção de gases atmosféricos podem,
também, modificar naturalmente o pH da água.
A Figura 5.2 revela que, os valores de pH aumentaram gradativamente durante o
período de amostragem em todos os três pontos. Relacionando os dados de pH obtidos com os
72
valores de chuvas acumuladas (Fig. 5.1), pode-se considerar que, nos períodos em que
ocorreu o menor número de chuvas, os valores de pH foram os mais elevados, supondo então
que o pH não sofreu uma interferência direta do acúmulo de chuvas ou da estiagem, pois a
tendência na variação do pH era de que seus valores fossem mais elevados em épocas de
cheias e mais baixo durante os períodos de estiagem, uma vez que a concentração de
substâncias diminui com o aumento do solvente (água).
5,5
5,7
5,9
6,1
6,3
6,5
6,7
6,9
7,1
7,3
7,5
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
Valor de pH
P1
P2
P3
Figura 5.2 Valores de pH das águas do rio da Laje medidos in situ.
No entanto, os valores mais baixos de pH podem ser explicados pela presença de
materiais lixiviados durante as chuvas. A água tende a passar por diferentes tipos de solos e
locais, carreando em seu curso muitas substâncias que, dependendo da sua espécie, podem
alterar os valores de pH.
Os valores de pH, apresentados nesse estudo preliminar da qualidade da água da
Bacia Hidrográfica do rio da Laje, podem ser comparados aos do rio Itoupava, localizado na
comunidade de Forquilha Grande, no município de Araranguá – SC. Esse rio é um dos
afluentes do rio Araranguá e suas águas também são utilizadas para a irrigação da cultura de
arroz. Durante a avaliação da qualidade das águas dos rios comprometidos pelas atividades
carboníferas da Bacia Hidrográfica do rio Araranguá, relatório elaborado pelo Departamento
73
Nacional de Produção Mineral (DNPM, 1999
10
apud ALEXANDRE, 2000) os valor de pH
obtido durante a amostragem foi de 6,7, semelhante às médias obtidas nos pontos do rio da
Laje.
Porém, quando essas médias são comparadas à do rio Mãe Luzia, que passa pela
mesma localidade que o rio Itoupava e cujo valor médio de pH é 3,8, a situação não é a
mesma. O rio Mãe Luzia sofre intensamente com a contaminação pela extração de carvão
mineral na região de Criciúma, sendo que seus valores baixos de pH são os resultados da ação
da pirita (FeS
2
– sulfeto de ferro)que reage com a água e produz ácido sulfúrico (H
2
SO
4
) em
solução.
A maneira como se comportam alguns íons metálicos em face da mudança do pH da
água e as suas concentrações podem ser previstos a partir da análise do diagrama de
solubilidade de hidróxidos metálicos. A Figura 5.3 ilustra as solubilidades determinadas
teoricamente em meio aquoso para cada cátion (U.S. EPA, 1983
11
apud MENEZES, 2003).
Figura 5.3 Solubilidade de hidróxidos metálicos.
Fonte: Adaptado de US EPA, 1983 apud MENEZES, 2003.
De acordo com a Figura 5.3, a solubilidade mínima do Fe
3+
, por exemplo, ocorre em
pH alcalino em torno de 8,0. Já o íon Fe
2+
possui uma solubilidade mínima torno do pH 12,
10
DNMP – Departamento Nacional de Produção Mineral. Diagnóstico da qualidade das águas na bacia do rio
Araranguá. In: Controle da poluição hídrica decorrente da mineração do carvão. Relatório final. São Paulo,
1999.
11
US EPA, 1983. Design Manual Neutralization of Acid Drainage. EPA-600/2-83-001.
74
portanto, acima dos padrões ambientais estabelecidos pela legislação vigente. Valores de pH
abaixo das solubilidades mínimas desses íons, implicam na sua precipitação em água.
Nos pontos P1 e P2, respectivamente nos meses de Nov./06 e Out./07, segundo a
Tabela 5.3, as concentrações de oxigênio dissolvido estiveram abaixo do limite permitido pelo
CONAMA, o qual estabelece que o valor de OD não pode ser inferior a 5,0 mg L
-1
.
Tabela 5.3 Valores de OD medidos em água.
Ponto
OD (mg L
-1
)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
4,0 5,8 6,4 3,4
P2
6,1 7,7 7,3 4,2
P3
7,5 8,6 9,1 5,6
O mês de Nov./06 foi o mês mais chuvoso durante a pesquisa. Neste período, na foz
do rio da Laje (P1), a concentração de oxigênio dissolvido analisada foi de 4,0 mg L
-1
,
correspondendo a um ambiente pouco oxidante e abaixo do limite permitido. O mesmo
aconteceu no mês de Out./07 em que o valor de OD determinado foi o mais baixo da última
campanha 3,4 mg L
-1
. No entanto, esse último mês de coleta mostrou-se um período de
estiagem, a lâmina d’água estava baixa e, percebeu-se o desconforto em que os peixes se
encontravam, pois os mesmos subiam até a superfície da água e se debatiam.
A diminuição na concentração de oxigênio dissolvido no mês de outubro pode estar
relacionada ao aumento dia ensolarado e de temperatura altas para esta época. O aumento da
temperatura ocasiona o desprendimento do oxigênio molecular dissolvido em água para a
atmosfera, diminuindo sua concentração em ambientes aquáticos.
Além disso, a presença de matéria orgânica proveniente, por exemplo, dos efluentes
domésticos lançados nos corpos de água proporciona o crescimento de culturas de
microrganismos aeróbios que decompõe esse material através de reações de oxidação,
competindo com os peixes no consumo de oxigênio. Na Bacia Hidrográfica do rio da Laje, o
lançamento de esgotos domésticos a céu aberto é uma realidade que preocupa o poder
executivo do município de Sombrio.
75
No entanto, os valores médios encontrados para as concentrações de oxigênio
dissolvido são, respectivamente, 4,9 mg L
-1
, 6,2 mg L
-1
e 7,7 mg L
-1
para os pontos de
amostragem. Estes resultados demonstram que as concentrações estão dentro do limite da
legislação brasileira.
A Figura 5.4 apresenta, sob a forma de gráfico, o aumento gradativo de oxigênio
dissolvido entre os meses de Nov./06 a Ago./07. No mês de Out./07, os valores de OD
reduziram-se nos três pontos de amostragem, como conseqüência da falta de chuva neste
período. A contribuição das chuvas e dos ventos provocam uma movimentação na superfície
da lâmina d’água, ajudando na aeração dos corpos d’água e no aumento da vazão.
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
OD (mg L
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.4 Concentração de OD nas águas do rio da Laje.
As variáveis DBO e DQO são usadas para avaliar o teor de matéria orgânica na
água, por meio do consumo de oxigênio, medido durante a análise. A quantidade de matéria
orgânica pode evidenciar a presença de esgotos domésticos e industriais nos corpos d’água
estudados. A DBO refere-se exclusivamente à matéria orgânica transformada pelos
microrganismos em matéria mineralizada durante sua alimentação, enquanto a DQO
determina também o oxigênio consumido durante a estabilidade da matéria orgânica ocorrida
em reações químicas.
Os resultados apresentados na Tabela 5.4 demonstram que, no que se refere aos
resultados da DBO, existem fortes indícios de poluição por matéria orgânica em todos os
pontos, principalmente na amostragem do mês de Mai./07, onde todos os valores superaram
76
em muito o limite estabelecido pela legislação vigente. Ainda, por meio dos dados resumidos
na Tabela 5.4, os valores mais altos da DQO aconteceram na amostragem de Out./07.
Tabela 5.4 Demandas bioquímica e química de oxigênio analisadas no rio da Laje.
Ponto
DBO
5
(mg L
-1
) DQO (mg L
-1
)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07 Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
5,0 14,0 6,0 1,0 27,9 36,7 23,6 51,6
P2
6,0 9,0 <1,0 <1,0 27,9 32,6 24,5 51,2
P3
9,0 9,0 2,0 8,0 23,6 26,1 24,1 46,5
A Figura 5.5 ilustra canalizações clandestinas construídas a céu aberto que levam o
esgoto doméstico das casas localizadas às margens do rio, até seu leito. A maioria desses tipos
de encanamentos é encontrada em perímetro urbano, nos bairros São José, Raizeira e Rússia.
Figura 5.5 Lançamento direto de esgoto doméstico no bairro Raizeira.
Além da ação antrópica de despejos domésticos e industriais nas águas desse rio, a
grande quantidade de espécies vegetais aquáticas gera significativas cargas de matéria
77
orgânica que entrará, mais cedo ou mais tarde, em decomposição. A Figura 5.6 revela a
concentração da vegetação aquática ao longo do rio. O aumento de plantas e algas num curso
d’água pode estar relacionado com excesso de nutrientes encontrados na água, podendo levar
o recurso hídrico a um processo eutrofização. A localização da área apresentada na Figura 5.6
é do perímetro urbano (P2), no bairro Rússia, em direção à foz do rio da Laje (P1).
Figura 5.6 Presença de plantas aquáticas nas águas do rio da Laje.
Nos meses de Nov./06 e Out./07 as concentrações de OD e DQO foram as mais
baixas, resultando num ambiente redutor de pouca decomposição da matéria orgânica. Já nos
meses de Mai./07 e Ago./07 foram determinados os valores mais elevados de OD e DQO,
demonstrando a oxidação da matéria orgânica pelos microrganismos presentes na água e por
reações químicas.
A Figura 5.7 apresenta as curvas relacionadas à DQO medidas na Bacia
Hidrográfica do rio da Laje.
78
0
10
20
30
40
50
60
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
DQO (mg L
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.7 Avaliação da DQO durante o período de amostragem.
5.1.2 Metais pesados em água
Para a investigação acerca da presença de metais pesados em concentrações elevadas
no rio da Laje, foram selecionados os seguintes metais: arsênio, chumbo, ferro e manganês,
haja vista que de uma série de metais avaliados estes foram os mais significativos.
Apesar do intemperismo das rochas e da erosão do solo da bacia de drenagem ser
uma fonte natural para metais em ambientes aquáticos, a ação antrópica é caracterizada como
a principal responsável pelas altas concentrações dessas espécies químicas em água e no
sedimento que podem pôr em risco o equilíbrio ambiental dos corpos d’água.
A partir dos resultados de metais-traço nas águas do rio da Laje e, considerando os
limites estabelecidos por meio da Resolução 357/05 do CONAMA observou-se a ausência
arsênio solubilizado em água durante o período de amostragem.
O chumbo foi detectado nas análises das águas do rio da Laje somente na última
coleta, no mês de outubro de 2007 nos três pontos de amostragem. Os valores encontrados em
P1 (0,004 mg L
-1
), P2 (0,005 mg L
-1
) e em P3 (0,006 mg L
-1
) são inferiores ao estabelecido
pela resolução vigente que é de 0,010 mg L
-1
, não oferecendo risco ao ambiente.
Tanto o arsênio como o chumbo são espécies químicas de grande importância na
79
avaliação da qualidade da água, uma vez que suas concentrações, quando superam os valores
permitidos pelo CONAMA, podem acarretar sérios prejuízos ao equilíbrio ecológico dos
ecossistemas aquáticos.
Para os metais ferro e manganês, os valores demonstrados na Tabela 5.5,
comprovam a presença destes elementos em todas as etapas de amostragem. O ferro
apresentou-se acima do valor máximo que é de 0,30 mg L
-1
, podendo afetar o ambiente
aquático e a biota local, além de influenciar na coloração da água.
Tabela 5.5 Concentrações de ferro e manganês totais em água.
Ponto
Ferro total (mg L
-1
) Manganês total (mg L
-1
)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07 Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
1,63 1,36 1,86 3,82 0,31 0,08 0,09 0,18
P2
0,89 1,35 1,81 3,37 0,32 0,08 0,08 0,13
P3
3,58 1,46 2,06 4,98 0,74 0,08 0,08 0,20
A superação das concentrações estabelecidas tanto para o ferro quanto para o
manganês, representados pelos seus valores médios 2,35 mg L
-1
e 0,20 mg L
-1,
respectivamente, pode ser um significativo indício de atividades antropogênicas na área da
bacia hidrográfica do rio da Laje, tornando esses níveis prejudiciais tanto para o ecossistema
estudado como para o ser humano.
Nesse contexto, dentre as diversas atividades antropogênicas que acontecem nessa
bacia de drenagem encontra-se a irrigação praticada nas lavouras de arroz e fumo, que
favorece a entrada de grandes quantidades de contaminantes metálicos nos córregos e
afluentes do rio da Laje, através do carreamento de solos e do uso indiscriminado de
agrotóxicos que chegam até o curso de água por lixiviação. Dessa maneira, a irrigação na
agricultura pode se tornar o caminho de entrada e saída de metais-traço do ambiente aquático
para a alimentação de animais e do próprio homem.
Além disso, as atividades de indústrias cerâmicas e olarias podem contribuir para o
grande aporte desses metais nas águas do rio, uma vez que estas empresas utilizam como
matéria-prima a argila, a qual é um aluminosilicato que possui concentrações tanto de ferro
quanto de
manganês em sua composição. Os processos cerâmicos e o lançamento de efluentes
80
contendo esses metais de forma concentrada, inclusive em função do uso de pigmentos e
tintas nos revestimentos, podem chegar até o sistema hídrico estudado e comprometer a sua
qualidade ambiental.
A Figura 5.8 apresenta, graficamente, as concentrações de ferro total nos três pontos
estudados durante o período da pesquisa. As maiores concentrações de ferro ocorreram em
novembro de 2006 e outubro de 2007, respectivamente, nos períodos de maior e menor índice
de chuvas acumuladas.
0
1
2
3
4
5
6
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
[Fe total] (mg L
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.8 Concentração de ferro total nas águas da Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
No estudo sobre o rio Itoupava realizado pelo (DNPM, 1999 apud ALEXANDRE,
2000), a concentração de ferro avaliada pelos pesquisadores foi de 0,8 mg L
-1
, semelhante às
concentrações na bacia do rio da Laje. Porém, no rio Mãe Luzia a concentração média foi
calculada em 25,9 mg L
-1
, devido à mineração de carvão, que libera altas concentrações de
ferro no ambientes aquáticos não podendo ser comparada ao rio em estudo, pois não existe
extração de carvão mineral em sua bacia hidrográfica.
As concentrações de manganês total nas amostras de água estão apresentadas na
Figura 5.9 e revelam que, na primeira coleta (Nov./06) foram determinados os maiores níveis
deste metal para os três pontos de amostragem, justamente no período em que ocorreu número
de chuvas acumuladas. Isto revela que o carreamento de materiais em suspensão e dissolvidos
nas águas do rio da Laje foi facilitada pelo aumento na vazão.
81
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
[Mn total] (mg L
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.9 Concentração de manganês total nas águas do rio da Laje.
Comparando as concentrações médias nos três pontos de amostragem,
respectivamente 0,17 mg L
-
1, 0,15 mg L
-1
e 0,28 mg L
-1
com o limite estabelecido pelo
CONAMA, nos três pontos de amostragem as concentrações evidenciam a contaminação da
água do rio da Laje por manganês, já que a concentração estabelecida pela legislação
brasileira é de, no máximo, 0,10 mg L
-1
.
5.1.3 Turbidez
As medidas de turbidez, presentes na Tabela 5.6, efetuadas nos pontos estudados ao
longo do rio da Laje registraram a maioria dos valores dentro do limite da Resolução 357/05
do CONAMA que estabelece a medida de 100 UNT para essa classificação de água. No
entanto, o maior valor de turbidez (157 UNT), observado em outubro de 2007, no ponto de
amostragem P3, foi decorrente, em grande parte, pela abertura das quadras de arroz para a
liberação de água e pelo “revirar” da terra usada para o plantio da nova colheita.
82
Tabela 5.6 Medidas de turbidez da água.
Ponto
Turbidez (UNT)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
71,3 10,8 29,5 68,0
P2
77,4 11,5 31,6 67,5
P3
83,0 12,0 38,2 157,0
Nos estudos realizados por Alexandre (2000), os altos valores de turbidez
encontrados nos rios Itoupava, Manuel Alves e outros estão relacionados, assim como o rio da
Laje, com a abertura das canchas de arroz, indicando que o agricultor está perdendo parte do
solo agricultável de sua propriedade.
A turbidez é geralmente atribuída à presença de sólidos suspensos em água.
Materiais como areia, matéria orgânica, metais ou, até mesmos, microrganismos são os
principais causadores da turvação dos recursos hídricos.
Nesse sentido, as concentrações de ferro e manganês quantificadas durante essa
pesquisa justificam, em partes, a coloração marrom das águas dessa bacia hidrográfica. Além
disso, as chuvas contribuem para o carreamento de certos componentes dos solos como argila,
silte, fragmentos de rochas além dos óxidos metálicos presentes nos solos erodíveis e
agrícolas da bacia de drenagem do rio da Laje. A análise temporal dos níveis de turbidez está
expressa na Figura 5.10.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Nov./06 Mai./07 Ago./07 Out./07
Meses de amostragem
Turbidez (UNT)
P1
P2
P3
Figura 5.10 Níveis de turbidez para as águas do rio da Laje.
83
Valores elevados de turbidez podem ser indicativos, também, do lançamento de
esgotos domésticos e industriais nos recursos hídricos e à erosão provocada pela supressão da
vegetação ciliar. De acordo com Brigante et al (2003), os altos níveis de turbidez podem
prejudicar a qualidade da água e reduzir a sua transparência, afetando na realização da
fotossíntese pelas plantas aquáticas e plânctons, além causar obstrução nas guelras dos peixes
e danificar seus ovos.
5.1.4 Coliformes totais e fecais
Com o objetivo de realizar um levantamento preliminar das condições sanitárias das
águas da Bacia Hidrográfica do rio da Laje, determinou-se a concentração de coliformes totais
e fecais, durante os períodos de amostragem.
Nessa avaliação verificou-se que, de acordo com a Tabela 5.7, apenas no ponto P3,
durante as coletas de maio e agosto de 2007, foram obtidos valores inferiores ao valor
estabelecido pelo CONAMA, o qual pode atingir até 5.000 NMP/100 mL. Os valores
expressivos foram detectados nos demais períodos de amostragem, tanto para o ponto P3
como para o P1 e P2. Estes resultados demonstram que os aglomerados urbanos estão
localizados nas imediações dos pontos P1 e P2.
Tabela 5.7 Presença de coliformes totais na água.
Ponto Coliformes totais (NMP/100 mL)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
>1.600.000
79.000 >1.600.000 33.000
P2
>1.600.000
70.000 33.000 240.000
P3
>1.600.000
3.300 3.300 110.000
84
Quanto ao número de coliformes fecais, resumidos na Tabela 5.8, o rio da Laje
superou o limite de até 1.000 NMP/100 mL estabelecido pela legislação vigente, na maioria
das coletas. Somente na amostragem do mês de novembro de 2006 o valor de coliformes
fecais resultante não foi inferior ao estabelecido por lei.
Tabela 5.8 Presença de coliformes fecais na água.
Ponto Coliformes fecais (NMP/100 mL)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
>1.600.000
22.000 >1.600.000 4.900
P2
>1.600.000
11.000 33.000 33.000
P3
540,0 1.300 1.300 2.400
Dessa forma, o rio da Laje, em todos os pontos de amostragem, não apresentou
condições sanitárias satisfatórias para que suas águas sejam consumidas nem utilizadas para
práticas de natação e recreação. Este resultado é preocupante, haja vista que, durante muitos
anos o sistema de abastecimento de água do município de Sombrio, utilizava esse recurso
hídrico como fonte de água para consumo humano, após o tratamento adequado.
A criação de animais domésticos tais como: bovinos, suínos e ovinos, às margens do
rio da Laje é comum. A presença desses animais além de contribuir negativamente para as
condições sanitárias da bacia hidrográfica acaba por suprimir a vegetação ciliar, contribuindo
para os processos erosivos e o assoreamento do sistema hídrico.
No entanto, os parâmetros analisados nesse estudo permitiu que, a Prefeitura
Municipal de Sombrio juntamente com o Sistema Autônomo Municipal de Água e Esgoto
(SAMAE), conseguisse os subsídios necessários para a implementação de uma Estação de
Tratamento de Esgoto (ETE) que abrangerá inicialmente o centro urbano do município e
posteriormente as demais comunidades.
O convênio firmado como o Ministério das Cidades juntamente com o
financiamento liberado pela Caixa Econômica Federal e a contrapartida da Prefeitura
Municipal de Sombrio forneceram R$ 6,0 milhões de reais para que a ETE fosse construída.
A implementação iniciou em maio de 2007 e o esgoto doméstico será tratado por meio de
processo aeróbio de lagoas de estabilização, ou seja, um tratamento biológico, com
85
capacidade de tratar 73,0 m³ h
-1
.
5.2 Caracterização física e química do sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje
Na caracterização física e química do sedimento do rio da Laje foi determinada a
granulometria do sedimento (somente na primeira etapa), a presença dos metais-traço:
arsênio, chumbo, ferro e manganês, a porcentagem de matéria orgânica e o pH do sedimento.
Na quantificação dos metais, procurou-se estabelecer a relação entre os metais presentes na
água e no sedimento.
Os parâmetros químicos analisados no sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da
Laje estão descritos na Tabela 5.9.
Tabela 5.9 Descrição dos parâmetros analisados no sedimento do rio da Laje.
Parâmetro Máximo permitido Referência
Arsênio (mg kg
-
1
) 5,9
*
ou 17,0
**
até 3,0 – não poluído
3,0 a 8,0 – moderadamente poluído
acima de 8,0 – altamente poluído
CONAMA 344
USEPA, 1993
Chumbo (mg kg
-
1
) 35,0
*
ou 91,3
**
até 40,0 – não poluído
40,0 a 60,0 – moderadamente poluído
acima de 60,0 – altamente poluído
CONAMA 344
USEPA, 1993
Ferro (mg kg
-1
)
até 17.000 – não poluído
17.000 a 25.000 – moderadamente poluído
acima de 25.000 – altamente poluído
USEPA, 1993
Manganês (mg kg
-1
)
até 300 – não poluído
300 a 500 – moderadamente poluído
acima de 500 – altamente poluído
USEPA, 1993
Matéria orgânica (%) 10 CONAMA 344
pH --- ---
* nível 1: limiar abaixo do qual se prevê baixa probabilidade de efeitos adversos à biota.
** nível 2: limiar acima do qual se prevê um provável efeito adverso à biota.
Fonte: Adaptado de CONAMA, 2006; USEPA, 1993.
86
5.2.1 Granulometria do sedimento
A análise granulométrica preliminar dos sedimentos foi realizada na primeira
campanha, em novembro de 2006 e revelou, de acordo com a Tabela 5.10, que no ponto P1
ocorreu o predomínio de material argiloso com 68,18% em massa. No ponto de amostragem
P2 a porcentagem de argila foi menor (33,10%) que no P1, mas ainda superou todos os
demais materiais granulométricos. Já no ponto P3 o material predominante, com 72,99% em
massa foi a areia fina.
Tabela 5.10 Granulometria do sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
Ensaio granulométrico (%)
P1 P2 P3
Areia muito grossa
0,00 0,00 0,00
Areia grossa
0,00 1,25 0,55
Areia média
0,12 4,36 5,16
Areia fina
1,52 29,07 72,99
Areia muito fina
23,94 26,52 19,40
Silte
6,24 5,70 0,40
Argila
68,18 33,10 1,50
Em todos os pontos não houve a presença de areia muito grossa e, as porcentagens
de areias grossa e média foram relativamente baixas. De acordo com pesquisas realizadas por
Lemes (2001), muitos fatores influenciam a adsorção e a retenção de contaminantes pela
superfície das partículas sedimentadas. No entanto, o fator que parece ser o mais relevante é o
tamanho dessas partículas. O que se observa é que, quando o grão da partícula diminui, as
concentrações dos nutrientes e dos contaminantes aumentam.
Esse fato acontece devido às partículas menores possuírem superfícies de contatos
maiores, ou seja, superfície por unidade de área a qual poderá conter sítios ativos disponíveis
ou, até mesmo, grupamentos funcionais responsáveis pelos processos de adsorção.
Nesse sentido, no que se refere à contaminação dos sedimentos por substâncias
químicas, as frações granulométricas mais importantes são: a argila e o silte. Estas pequenas
partículas apresentam maior poder para adsorver os metais. Solos que sofreram erosão e que
87
são transportados da bacia de drenagem para dentro dos corpos d’água, portam partículas que
reagem com os contaminantes existentes e com os que são carregados para o meio aquático.
A soma das porcentagens de argila e silte dos sedimentos do rio da Laje tiveram
como resultado, valores diferentes nos três pontos de amostragem, demonstrando diferentes
capacidades de agregar metais pelos processos de adsorção e complexação. Nesse sentido, os
maiores potenciais para agregar metais teoricamente ocorreram em P1, P2 e P3
respectivamente.
5.2.2 Metais: arsênio, chumbo, ferro e manganês em sedimento
No estudo da contaminação dos sedimentos do rio da Laje por elementos traço,
foram quantificados os metais totais: arsênio, chumbo, ferro e manganês. Mesmo que não
tenha sido realizada a quantificação natural desses metais, a partir da geologia da bacia, as
concentrações encontradas nos sedimentos do rio da Laje podem estar relacionadas à ação
antrópica.
No que se refere às atividades agrícolas, além da mesma poder contribuir para a
erosão do solo e para o assoreamento dos recursos hídricos, ela via de regra utiliza
indiscriminadamente produtos químicos como fertilizantes e pesticidas que são lixiviados até
o rio, aumentando ainda mais a contaminação de suas águas.
Os resultados obtidos da quantificação de arsênio, chumbo, ferro e manganês foram
comparados aos limites estabelecidos pela Resolução do CONAMA Nº 344, de 25 de março
de 2004 e, também, com as concentrações determinadas pela U.S. EPA (Agência de Proteção
Ambiental dos Estados Unidos, 1993), que definem diferentes concentrações destes
elementos-traço que podem prejudicar o ecossistema aquático.
A Tabela 5.11 ilustra as concentrações de arsênio e chumbo. O arsênio foi detectado
em, praticamente, todas as coletas, com um valor médio de 3,27 mg kg
-1
. Segundo a
Resolução Nº. 344 do CONAMA, suas concentrações se encontraram abaixo do valor
probabilístico de risco a biota. No entanto, na amostragem do mês de nov/06, no ponto P1, a
concentração 10,0 mg kg
-1
está entre os valores estabelecidos como prováveis responsáveis
88
pelos efeitos adversos à biota aquática.
Tabela 5.11 Avaliação de arsênio e chumbo no sedimento do rio da Laje.
Ponto
Arsênio (mg kg
-1
) Chumbo (mg kg
-1
)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07 Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
10,0 3,9 2,0 5,0 --- 5,74 --- 4,9
P2
4,0 0,52 --- 2,0 --- --- --- ---
P3
1,0 --- --- 1,0 --- --- --- ---
Comparando-se os resultados das concentrações do arsênio obtidos no período de
amostragem, com os limites estabelecidos pela U.S. EPA (1993) descritos na Tabela 5.9,
pode-se concluir que, com base na referida agência americana de proteção ambiental, dos
valores quantificados, os que se encontram numa concentração acima de 3 mg kg
-1
são
aqueles considerados moderadamente poluídos e, quando acima de 8 mg kg-1 de arsênio,
considera-se o sedimento altamente poluído. Nesse sentido, sendo classificados como
moderadamente ou altamente poluídos, os sedimentos carregam consigo contaminantes a base
de arsênio, prejudiciais à qualidade ambiental do rio da Laje.
A concentração de chumbo nos sedimentos amostrados foi detectada somente em
maio e outubro de 2007, no ponto P1, na foz do rio em estudo. Os dois valores encontrados
estavam abaixo tanto do limite estabelecido pela Resolução brasileira Nº. 344 do CONAMA
como para a U.S. EPA, demonstrados na Tabela 5.9. Portanto, essas concentrações não
enquadram o rio da Laje como impróprio para a manutenção da saúde do ecossistema, quando
avaliada a concentração de chumbo total.
As concentrações de ferro e manganês total estão resumidas na Tabela 5.12. O ferro
foi o metal mais abundante encontrado nos sedimentos do rio da Laje e sua concentração
media foi de 14.389,58 mg kg
-1
. Os valores de ferro total mais elevados foram registrados nos
pontos P1 (entre 21.400 e 34.600 mg Kg
-1
) e P2 (17.700 mg Kg
-1
).
89
Tabela 5.12 Análise da presença dos metais ferro e chumbo em sedimento.
Ponto
Ferro (mg kg
-1
) Manganês (mg kg
-1
)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07 Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
34.600 27.900 21.400 29.500 900,0 590,0 678,0 900,0
P2
17.700 6.400 5.597 10.800 260,0 120,0 67,0 160,0
P3
3.850 2.900 4.628 7.400 50,0 64,0 77,0 100,0
Segundo a U.S. EPA (1993), as concentrações de ferro entre 17.000 e 25.000 mg
kg
-1
no sedimento, classificam-no em moderadamente poluído, o que se verifica nos pontos
P1 e P2 durante as coletas de agosto de 2007 e novembro de 2006, respectivamente. Os
sedimentos considerados altamente poluídos por ferro, de acordo com a agência americana,
ocorrem quando, os teores de ferro presentes no sedimento, atingissem concentrações iguais
ou superiores a 25.000 mg kg
-1
. Neste caso, pode ser considerado como o sedimento mais
poluído pela presença de ferro, o do ponto P1 o qual apresentou concentrações superiores ao
limite em três das quatro amostragens realizadas.
Na bacia hidrográfica do rio da Laje, as concentrações de manganês total (Tabela
5.12) foram elevadas, obtendo-se um valor médio igual a 330,50 mg kg
-1
. No entanto, no
ponto P1, durante todas as etapas de amostragem, a concentração de manganês superou a
determinação da U.S EPA (1993) que considera o sedimento não poluído quando, a
concentração for inferior a 300 mg kg
-1
, moderadamente poluído o sedimento com
concentração que varia entre 300 e 500 mg kg
-1
e, altamente poluído o que possui uma
concentração acima de 500 mg kg
-1
. Os valores mais elevados no ponto P1 foram de 900,0 mg
kg
-1
em novembro de 2006 e outubro de 2007, enquadrando esses sedimentos como altamente
poluídos.
Nos pontos P2 e P3 todas as concentrações registradas foram inferiores a 300,0 mg
kg
-1
, classificando assim, esses sedimentos como não poluídos. A resolução brasileira do
CONAMA não identifica a concentração limite para os metais ferro e manganês.
As Figuras 5.11 e 5.12 apresentam as concentrações significativas dos metais ferro e
manganês presentes nos sedimentos do rio da Laje, durante a avaliação temporal.
90
0
5.000
10.000
15.000
20.000
25.000
30.000
35.000
40.000
1 2 3 4
Número de amostragens
[Fe] (mg kg
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.11 Concentração de ferro total no sedimento do rio da Laje.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
1 2 3 4
Número de amostragens
[Mn] (mg kg
-1
)
P1
P2
P3
Figura 5.12 Concentração de manganês total no sedimento da Bacia Hidrográfica do rio da Laje.
De acordo com Rose, Haukes & Webb (1979
12
, apud RODRÍGUEZ, 2001), as
concentrações totais dos metais em sedimentos são proporcionais à soma das quatro formas
mais importantes de ocorrência destes elementos nos sedimentos. São elas as seguintes:
1 Adsorvidos às superfícies dos sedimentos através da atração iônica;
2 Formando co-precipitados óxidos, hidróxidos e carbonatos;
12
ROSE, A. W.; HAUKES, H. E.; WEBB, J. S. Geochemistry in mineral exploration. London Academic Press,
p. 206-215, 1979.
91
3 Incorporados à matéria orgânica e aos sulfetos;
4 Fazendo parte da estrutura cristalina dos minerais.
5.2.3 Matéria orgânica e pH do sedimento
As variações temporais dos valores de matéria orgânica (MO), mostrados na Tabela
5.13, entre os períodos amostrados, foram consideradas altas para sedimentos de rios, o que
representa indicativo de poluição antrópica. Valores máximos e mínimos variaram de 0,24% a
49,91%. As porcentagens mais altas ocorreram no mês de novembro de 2006.
Tabela 5.13 Porcentagem de matéria orgânica no sedimento.
Ponto
Matéria orgânica (%)
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
49,91 16,89 13,50 27,10
P2
12,30 1,41 0,35 3,02
P3
4,20 0,29 0,24 0,50
Os altos valores de matéria orgânica encontrados na Bacia Hidrográfica do rio da
Laje no ponto de amostragem P1 podem demonstrar, além de sua carga natural, uma
expressiva entrada de material oriundo da ação antrópica, tais como o uso e ocupação do solo,
o lançamento de efluentes domésticos, industriais e agrícolas. Isso é possível haja vista que o
ponto P1 está localizado à jusante do rio da Laje e recebe toda a carga de materiais lançados à
montante do rio e de seus afluentes.
Em estudos realizados por Esteves (1988), os sedimentos que contêm mais de 10%
de matéria orgânica em seu peso seco são denominados sedimentos orgânicos. E, os que
possuem porcentagem inferior a 10% são chamados de inorgânicos. Dessa forma, a bacia
hidrográfica do rio da Laje contém tanto sedimentos inorgânicos quanto orgânicos, sendo que
92
esse último foi enquadrado com base em valores relativamente altos de matéria orgânica,
considerando-se os sedimentos de rios.
O excessivo percentual de matéria orgânica não decomposta na bacia hidrográfica
em estudo, juntamente com os metais-traço e outros contaminantes representam um elevado
potencial para uma perturbação significativa no equilíbrio ecológico desse ecossistema.
Durante o trabalho realizado no rio Mogi-Guaçu, SILVA (2002) afirma que a
matéria orgânica possui uma grande facilidade em adsorver contaminantes e, de acordo com
os resultados apresentados no trabalho da autora e, em comparação aos estudos dos
sedimentos da bacia do rio da Laje, o potencial de adsorção é bastante favorecido pela
tendência combinada entre os contaminantes e os sítios ativos existentes na matéria orgânica.
Com vistas a avaliar a disponibilidade de metais na coluna d’água foram
determinados o pH dos sedimentos coletados. Suas variações aconteceram no intervalo de
4,80 a 7,36 mostrados na Tabela 5.14, classificando os sedimentos como ácidos e básicos.
Tabela 5.14 Medidas de pH dos sedimentos.
Ponto
pH do sedimento
Nov/06 Mai/07 Ago/07 Out/07
P1
4,80 5,35 6,9 6,10
P2
6,40 6,46 6,4 6,50
P3
7,30 7,36 6,8 7,20
As variações nos valores de pH podem ocasionar a disponibilidade de metais na
coluna d’água. Dependendo do metal a sua solubilidade pode ser favorecida em pH ácido ou
básico, tornando-se solubilizado em água, podendo ser novamente precipitado, adsorvido ou
complexado em novos sítios ativados das partículas ou matéria orgânica presentes no
sedimento. Assim, o surgimento de diversos metais em concentrações significativas pode
evidenciar o seu desprendimento do material sedimento, tornando-o livre para se acumular na
biota aquática e prejudicar seu desenvolvimento.
93
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS
A partir dos estudos e análises realizados para se determinar as condições ambientais
da Bacia Hidrográfica do rio da Laje, pode-se concluir:
• Existem alterações tanto na qualidade da água quanto do sedimento. Estas foram
detectadas ao longo do curso do rio da Laje, nos três pontos amostrados;
• O aumento desordenado dos aglomerados urbanos, os usos e a ocupação inadequados
do solo por atividades agrícolas e industriais, mostraram-se diretamente ligadas aos
impactos ambientais presentes neste recurso hídrico;
• Dentre os principais impactos ambientais está o lançamento de esgotos domésticos
sem o devido tratamento, ocasionando, principalmente a poluição por matéria orgânica
elevada concentração em coliformes fecais e totais;
• Através da análise das porcentagens de carga orgânica presente nos sedimentos
coletados com valores entre 0,24% e 49,91%, confirmou-se que houve um aumento
dessa porcentagem da área agrícola (P3) à foz do rio da Laje (P1), revelando as
alterações nas atividades antropogênicas ao longo do seu curso;
• Foi constatada nas três regiões estudadas da bacia hidrográfica, a contaminação por
metais pesados, principalmente o arsênio, o ferro e o manganês que obtiveram
concentrações médias iguais a 3,27 mg kg
-1
, 14.389,58 mg kg
-1
e 330,50 mg kg
-1
respectivamente, que podem ter origem nas atividades agrícolas e na indústria, e serem
nocivos aos seres vivos aquáticos bem como se biomagnificar na cadeia trófica;
• Ao longo da Bacia Hidrográfica do rio da Laje grandes extensões de terra são
utilizadas para o plantio do arroz irrigado, do fumo e da banana. A utilização de
agroquímicos tem causado a perda na qualidade das águas do rio da Laje e de seus
afluentes, como os córregos Garuva e Peroba, uma vez que metais como arsênio e
manganês fazem parte da composição química de alguns pesticidas.
Considerando em seu conjunto os diversos impactos ambientais listados
anteriormente, pode-se constatar que no sentido de montante para jusante, um significativo
processo de supressão da mata ciliar e o uso e ocupação do solo de forma desordenada ao
longo de toda a bacia hidrográfica, o que contribui ainda mais para a erosão do solo, com o
94
auxílio das chuvas, do vento e da irrigação das culturas agrícolas. A presença de criações de
bovinos e ovinos às margens do rio da Laje contribui também para que os processos erosivos
sejam acentuados. Dessa forma, considerando-se todos esses fatores em seu conjunto torna-se
possível concluir que os impactos causados na região da bacia hidrográfica refletem
negativamente na qualidade da água e do sedimento do corpo d’água.
Os resultados das análises microbiológicas apontam à necessidade urgente de
instalação de estações de tratamento de esgotos, pois a presença de coliformes totais e fecais é
intensa e significativa atingindo valores entre 3.300 – 1.600.000 NMP/100 mL e, 540 –
1.600.00 NMP/100 mL respectivamente, nas águas desse rio, comprometendo as condições de
vida da população residente no seu entorno.
A partir dos dados obtidos nessa pesquisa, a Prefeitura Municipal de Sombrio (PMS)
está construindo, articulado com a SAMAE (Serviço Autônomo Municipal de Água e Esgoto
de Sombrio) uma estação de tratamento de esgotos domésticos, com capacidade de tratar 73,0
m³ h
-1
de efluente e que deverá funcionar a partir de abril de 2008, contribuindo para a
minimização dos impactos que este tipo de efluente causa nos ambientes aquáticos.
Em relação aos níveis de arsênio, suas concentrações são suficientes para considerar
os sedimentos entre moderadamente poluídos à altamente poluídos, como foi constatado na
foz do rio da Laje. O chumbo, por sua vez, apareceu somente em duas amostragens, em
concentrações que pode ser considerada dentre dos limites aceitáveis.
O ferro ocorreu em concentrações elevadas tanto no sedimento quanto em água,
cujos valores foram suficientes para considerar o rio da Laje como, altamente poluído. Além
do ferro, o manganês foi detectado em níveis que classificam o sedimento variando entre não
poluído nos pontos P2 e P3 e, moderadamente poluído no ponto P1.
Pode-se concluir a partir dos resultados obtidos nesse trabalho, que a situação em
geral do rio da Laje é bastante preocupante e aponta para baixos níveis de qualidade ao longo
da bacia de drenagem desse rio. A partir dos parâmetros analisados verificou-se a necessidade
de que mediadas imediatas possam reverter a atual situação de degradação em que se encontra
esse recurso hídrico.
A participação da sociedade local é de suma importância, sobretudo com vistas a
exigir do poder público medidas concretas de saneamento ambiental e recuperação dos
ecossistemas aquáticos degradados, e da iniciativa privada medidas de melhorias nos sistemas
de controle e tratamento de efluentes gerados nas diversas atividades agrícolas e industriais.
95
Nesse contexto, espera-se que os resultados obtidos nesta pesquisa possam
contribuir para a continuidade na formulação de políticas públicas na área de saneamento
ambiental, bem como subsidiar a elaboração, desenvolvimento e implantação de projetos de
recuperação ou restauração ambiental, com vistas à melhoria das condições ambientais dessa
bacia hidrográfica, e que certamente terão reflexos positivos também do ponto de vista
econômico e social.
96
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106
APÊNDICES
107
APÊNDICE A – Mapa da Bacia Hidrográfica do rio da Laje – SC.
108
APÊNDICE B – Mapa de localização dos pontos de amostragem na Bacia Hidrográfica
do rio da Laje em Sombrio – SC.
109
ANEXOS
110
ANEXO A – Parâmetros analisados em água e métodos analíticos utilizados.
Parâmetro Método analítico Princípio do método
pH Potenciométrico
O princípio básico de medida de pH eletrométrico é
a determinação da atividade dos íons hidrogênio por
medida potenciométrica, usando um eletrodo padrão
de hidrogênio e um eletrodo de referência.
OD (mg.L
-1
)
Iodométrico –
Modificação com
azida
O método iodométrico é baseado na adição de uma
solução de manganês divalente, seguido por uma
solução fortemente alcalina para uma amostra em
frasco de vidro hermeticamente fechado. O oxigênio
dissolvido (OD) rapidamente oxida em quantidade
equivalente ao hidróxido de manganês divalente,
precipitando-o para hidróxido em estado de alta
valência. Na presença de íons iodeto em uma
solução ácida, o manganês oxidado reverte-se para o
estado divalente. Com a liberação de iodo
equivalente ao conteúdo original de OD na amostra.
O iodo é então titulado com solução padronizada de
tiossulfato, e o ponto final da titulação é detectado
visualmente com o indicador amido.
DBO (mg L
-1
) Teste DBO 5 dias
O método consiste no enchimento com amostra
diluída ou semeada, transbordando, de um frasco
hermeticamente fechado de tamanho especifico e
incubação a temperatura de 20ºC por 5 dias. O
oxigênio dissolvido (OD) é medido inicialmente e
após a incubação, e a DBO é calculada da diferença
entre o OD inicial e final. A determinação do OD
segue o método Iodométrico – Modificação com
azida.
DQO (mg L
-1
)
Refluxo Aberto
A matéria orgânica suscetível a oxidação por um
oxidante químico forte, é oxidada por uma
quantidade conhecida de dicromato de potássio
(agente oxidante), em meio ácido sulfúrico a quente,
em refluxo aberto por duas horas na presença de
catalisador sulfato de prata. A quantidade
remanescente de dicromato de potássio é titulado
com sulfato ferroso amoniacal, usando ferroin como
indicador. A quantidade de matéria oxidável,
expressa como equivalente em oxigênio, é
proporcional à quantidade de dicromato de potássio
consumida na reação, onde o Cr
+6
se reduz a Cr
3+
.
111
Turbidez
(UNT)
Nefelométrico
Este método é baseado na intensidade da luz
dispersa num ângulo de 90º por uma amostra sob
determinadas condições, comparada com a
intensidade da luz dispersa por uma suspensão
padrão de referência sob as mesmas condições. A
alta intensidade da luz dispersa indica alta turbidez.
O polímero formazina é usado como padrão
primário para a suspensão padrão de referência. A
turbidez de uma concentração específica de
formazina é definida como 4000 UNT.
Arsênio
(mg L
-1
)
Espectrofotometria
de Absorção
Atômica / Forno de
Grafite
A espectrometria de absorção atômica eletrotérmica
é baseada no mesmo princípio da atomização por
chama, porém um forno de grafite substitui o
queimador padrão. Um volume discreto de amostra
(previamente tratada por digestão ácida) é injetado
para dentro do tubo de grafite. Tipicamente, as
determinações são feitas por aquecimento da
amostra em três ou mais estágios. Primeiro, uma
corrente baixa aquece o tubo para secar a amostra. O
segundo estágio destrói matéria orgânica e volatiliza
outros componentes da matriz a uma temperatura
intermediária. E finalmente, uma corrente alta
aquece o tubo de forma incandescente e, em uma
atmosfera inerte, atomiza o elemento existente a ser
determinado.
Chumbo
(mg L
-1
)
Ferro Total
(mg L
-1
)
Manganês
Total
(mg L
-1
)
Espectrofotometria
de Absorção
Atômica / Chama
Uma amostra (previamente tratada por digestão
ácida) é aspirada para a chama e atomizada. Um
feixe luminoso é direcionado através da chama, para
um monocromador, e para um detector que mede a
quantia de luz absorvida pelo elemento atomizado na
chama. Para alguns metais, a absorção atômica
demonstra uma sensibilidade superior sobre a
emissão atômica. Cada metal tem a sua própria
característica na absorção em determinado
comprimento de onda, uma lâmpada fonte composta
daquele elemento é utilizada; isto faz o método
relativamente livre de interferências espectrais ou de
radiação. A quantia de energia em um comprimento
de onda característico absorvida na chama é
proporcional à concentração do elemento na
amostra, durante o intervalo de concentração
limitada. A maioria dos instrumentos de absorção
atômica também são equipados para operação no
modo de emissão, que pode fornecer melhor
linearidade para alguns elementos.
Fonte: Metodologia cedida pelo Laboratório de Análises Físico-Químicas do IPAT – UNESC.
112
ANEXO B - Procedimento metodológico para análise de coliformes.
Amostragem Teste presuntivo Teste confirmatório:
coliformes totais e fecais
Segundo os autores
Clesceri, Greenbert e
Eaton (2001), utiliza-se
séries de 5 (cinco) tubos,
com diluições decimais.
Deve-se utilizar pelo
menos 3 (três) diluições
sucessivas (10, 1 e 0,1 mL
por tubo). Se a amostra
estiver muito
contaminada, recomenda-
se aumentar o número de
diluições sucessivas, para
até 6 (seis).
A série de tubos que será
inoculado com 10 mL deve
ser de caldo em
concentração dupla e as
outras séries devem ser
com caldo na concentração
simples. Anotar em pelo
menos um tubo de cada
série o número da amostra e
o volume de amostra
utilizado. Inocular em cada
tubo 10 mL de amostra. Na
série seguinte inocular 1,0
mL de amostra.
Preparar quantas séries
decimais for necessárias, de
acordo com o procedimento
PT IPAT 017 - Preparação
de amostras para análises
microbiológicas. Os tubos
devem ser incubados a
temperatura de 36±1°C por
24 horas. Após este
período, verificar a
presença de crescimento
(turvação) e presença de
bolhas. Se não houver,
incubar novamente por
mais 24 horas. Considera-
se positivo os tubos que
apresentarem crescimento
(turvação do meio) e bolhas
nos tubos invertidos
(Duran). Nestes tubos é
realizado o teste
confirmatório.
Para cada tubo positivo,
fazer o teste confirmativo
para coliformes, utilizando
o caldo verde brilhante para
a determinação de
coliformes totais e o caldo
EC para a determinação de
coliformes fecais. Para
cada tubo positivo, inocular
um tubo contendo caldo
verde brilhante e um tubo
contendo caldo EC, com
uma alça ou 0,1 mL com
micropipeta. Organizar os
tubos nas grades para
tubos, sendo que para cada
tubo de caldo lactosado,
deve-se organizar um tubo
de verde brilhante e um
tubo de caldo EC em
estantes separadas. Inocular
o tubo de caldo verde
brilhante primeiro e depois
o tubo de caldo EC. O
caldo verde brilhante deve
ser incubado em estufa a
uma temperatura de
36±1°C por 48 horas. O
caldo EC deve ser colocado
em banho-maria à
temperatura de 45± 0,2ºC
por 24 horas. Considera-se
positivo os tubos que
apresentarem bolhas nos
tubos invertidos.
Fonte: Metodologia cedida pelo Laboratório de Microbiologia do IPAT – UNESC.
113
ANEXO C – Parecer de aprovação de titulação de grau de mestre.
114
Dados Internacionais de Catalogação na Publicação
R247a Raupp, Grasiele.
Avaliação ambiental do Rio da Laje e suas interações
com o ecossistema costeiro no Município de Sombrio -
SC / Grasiele Raupp; orientador: Carlyle Torres Bezerra de
Menezes, – Criciúma : Ed. do Autor, 2008.
113 f. : il. ; 30 cm.
Dissertação (Mestrado) - Universidade do Extremo
Sul Catarinense, Programa de Pós-Graduação em Ciências
Ambientais. Criciúma (SC), 2008.
Bibliotecária: Rosângela Westrupp – CRB 364/14ª -
Biblioteca Central Prof. Eurico Back - UNESC
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