Dissertação Mestrado A Botelho 2003

UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE
INSTITUTO DE GEOCIÊNCIAS
PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA AMBIENTAL
ANDRÉ LUIZ MAGALHÃES BOTELHO
ANÁLISE DA CONTAMINAÇÃO POR ÓLEO NA
APA DE GUAPIMIRIM – RJ
Aspectos Geoquímicos e Sócioambientais
ORIENTADOR: PROF. DR. JULIO CESAR FARIA ALVIM WASSERMAN
CO-ORIENTADORª: PROFª. DRª. MIRIAM ARAÚJO CARLOS CRAPEZ
Niterói
2003
1
ANÁLISE DA CONTAMINAÇÃO POR ÓLEO NA APA DE
GUAPIMIRIM – RJ
Aspectos Geoquímicos e Sócioambientais
FICHA DE APROVAÇÃO
ANDRÉ LUIZ MAGALHÃES BOTELHO
Dissertação submetida ao corpo docente do
Programa de Pós Graduação em Ciência
Ambiental da Universidade Federal
Fluminense, como requisito parcial para
obtenção do grau de Mestre.
Aprovada em 30/05/2003
Banca Examinadora:
_____________________________________
PROF. DR. JULIO CESAR FARIA ALVIM WASSERMAN
Instituto de Geociências, Departamento de Análise Geoambiental - UFF
_____________________________________
PROFª. DRª. MIRIAM ARAÚJO CARLOS CRAPEZ
Laboratório de Microbiologia Marinha – PPGBM/UFF
_____________________________________
PROF. DR. ALPHONSE GERMAINE ALBERT CHARLES KELECOM
Departamento de Biologia Geral - Instituto de Biologia - UFF
_____________________________________
PROF.ª DRª. IRENE BAPTISTA DE ALLELUIA
Divisão de Química Analítica, Instituto Nacional de Tecnologia - INT
_____________________________________
PROF. DR. JOÃO PAULO MACHADO TORRES
Laboratório de Radioisótopos do Instituto de Biofísica - UFRJ
Niterói _ RJ – Brasil
2
AGRADECIMENTOS
Agradeço a todos os que de alguma forma colaboraram com este
trabalho, aos colegas, professores e funcionários do Departamento de Análise
Geoambiental e do Programa de Pós Graduação em Ciência Ambiental e, em especial:
Ao professor Julio Wasserman pela orientação, apoio e
participação competente na elaboração deste estudo.
A professora Miriam Crapez pelas importantes sugestões,
esclarecimentos e observações que complementaram as análises de dados.
Ao professor Alphonse Kelecom pela rica colaboração na
finalização, sugestões e críticas que enriqueceram este trabalho.
Ao professor Ivan Pires pela disponibilização de informações
sobre o ecossistema estudado e sobre a perícia realizada por ocasião do acidente
ocorrido em janeiro de 2000.
A Jorge Luiz de Oliveira Silva, secretário do Programa de Pós
Graduação em Ciência Ambiental pela presteza e atenção dispensada no decorrer do
curso.
3
Ficha Catalográfica
B748 Botelho, André Luiz Magalhães
Análise da contaminação por óleo na APA de
Guapimirim – RJ. Aspectos Geoquímicos e
Sócioambientais /André Luiz Magalhães Botelho.—
Niterói : [s.n.], 2003.
101 p.
Dissertação (Mestrado em Ciência Ambiental) –
Universidade Federal Fluminense, 2003.
1. Proteção ambiental – Guapimirim (RJ). 2.
Resíduos Industriais – Aspectos ambientais. 3. Poluição
– Guanabara, Baía de. 4. Metais pesados – Análise.
5. Guapimirim (RJ), Área de Proteção Ambiental. I.
Título.
CDD 304.2098153
4
SUMÁRIO
FICHA DE APROVAÇÃO .............................................................................................. 1
AGRADECIMENTOS ..................................................................................................... 2
Ficha Catalográfica........................................................................................................... 3
RESUMO ......................................................................................................................... 9
ABSTRACT ................................................................................................................... 10
1. INTRODUÇÃO.......................................................................................................... 11
2. OBJETIVOS............................................................................................................... 14
3. CONTAMINAÇÃO POR ÓLEO NO AMBIENTE COSTEIRO.............................. 16
3. 1. Exploração dos recursos naturais relacionados à região costeira ....................... 17
3. 2. Poluição .............................................................................................................. 21
3. 2. 1. Conceitos internacionais............................................................................. 21
3. 2. 2. Poluição por óleo ........................................................................................ 21
3. 2. 3. Petróleo e outros contaminantes químicos ................................................. 22
3. 2. 4. Metais pesados no óleo............................................................................... 22
3. 2. 5. Aporte de hidrocarbonetos aos oceanos ..................................................... 23
3. 2. 6. Derramamentos crônicos: aporte diário...................................................... 24
3. 2. 7. Derramamentos agudos .............................................................................. 24
3. 3. Bioquímica da Degradação................................................................................. 25
3. 3. 1. Degradação bacteriana................................................................................ 25
3. 4. Impactos em sistema de manguezal.................................................................... 28
3. 5. Impactos nos organismos ................................................................................... 31
3. 5. 1. Efeitos nos peixes ....................................................................................... 32
3. 5. 2. Efeitos nos estoques ................................................................................... 35
3. 5. 3. Efeitos nos organismos bentônicos e intertidais......................................... 36
3. 5. 4. Rotas de eliminação.................................................................................... 39
3. 5. 5. Impacto em comunidades bentônicas e intertidais ..................................... 40
3. 5. 6. Efeitos na saúde humana ............................................................................ 41
3. 5. 7. Exposição humana durante derramamentos ............................................... 43
3. 6. Propriedades físico-químicas e comportamentais do petróleo no mar ............... 44
3. 6. 1. Espalhamento e deriva................................................................................ 45
5
3. 6. 2. Evaporação ................................................................................................. 46
3. 6. 3. Dissolução .................................................................................................. 47
3. 6. 4. Dispersão .................................................................................................... 47
3. 6. 5. Oxidação fotoquímica ................................................................................ 48
3. 6. 6. Emulsificação ............................................................................................. 49
3. 6. 7. Absorção pelo material particulado em suspensão..................................... 49
3. 6. 8. Biodegradação ............................................................................................ 50
3. 6. 9. Afundamento e sedimentação..................................................................... 50
4. METODOLOGIA....................................................................................................... 53
4.1. Área de Estudo .................................................................................................... 53
4.2. Plano Amostral .................................................................................................... 56
4.2.1 Procedimentos amostrais ................................................................................... 56
4.2.2 Procedimentos analíticos ............................................................................... 56
4.2.3 Procedimentos bioquímicos ......................................................................... 58
4.2.4 Procedimentos estatísticos............................................................................. 59
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................... 60
5.1 Parâmetros Físico - Químicos .............................................................................. 60
5.2 Hidrocarbonetos Poli-Aromáticos, Carbono Orgânico e Fósforo Total............... 62
5.3 Microbiologia e Atividades Bioquímicas ............................................................. 65
5.4 Metais Pesados Totais .......................................................................................... 68
5.5 Análises Estatísticas ............................................................................................. 73
6. CONCLUSÕES .......................................................................................................... 76
7. SUGESTÕES ............................................................................................................. 78
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................................... 80
ANEXOS ........................................................................................................................ 94
6
LISTA DE ANEXOS
Anexo 1 - Correlação entre parâmetros.......................................................................... 94
Anexo 2 – Tabelas de amostragem por períodos............................................................ 95
Anexo 3 - Tabela de Parâmetros físico-químicos dos sedimentos coletados em
11/05/2001, 7/11/2001 e 8/11/2001........................................................................ 96
Anexo 4 – Hidrocarbonetos poli-aromáticos (HPAs), nutrientes e carbono .................. 97
Anexo 5 - Parâmetros bioquímicos e microbiológicos dos sedimentos. ....................... 98
Anexo 6 - Concentração de metais pesados nos sedimentos.......................................... 99
Anexo 7- Levantamento das regiões atingidas por óleo na Baia de Guanabara. Março /
2000. ..................................................................................................................... 100
7
LISTA DE ILUSTRAÇÕES E TABELAS
Figura 1 - Ciclo do óleo no mar........................................................................................... 45
Figura 2 - Área de estudo e localização das estações de amostragem................................. 55
Figura 3 - Gráficos das amostras medidas in situ: pH, Eh, temperatura e salinidade ......... 62
Figura 4 - Hidrocarbonetos poli-aromáticos nos sedimentos da APA de Guapimirim ....... 64
Figura 5 - Carbono orgânico nos sedimentos da APA de Guapimirim ............................... 64
Figura 6 - Fósforo nos sedimentos da APA de Guapimirim ............................................... 65
Figura 7 - Biomassa dos Grupos Morfológicos Bacterianos............................................... 67
Figura 8 - Atividade de Esterases ........................................................................................ 67
Figura 9 - Atividade do Sistema Transportador de Elétrons. .............................................. 68
Figura 10 - Gráfico de concentração de Fe em sedimentos da APA de Guapimirim.......... 70
Figura 11 - Gráfico de concentração de Pb em sedimentos da APA de Guapimirim ......... 70
Figura 12 - Gráfico de concentração de Zn em sedimentos da APA de Guapimirim ......... 71
Figura 13 - Gráfico de concentração de Cu em sedimentos da APA de Guapimirim......... 71
Figura 14 - Gráfico de concentração de Cr em sedimentos da APA de Guapimirim......... 72
Figura 15 - Gráfico das concentrações de Hg em sedimentos da APA de Guapimirim...... 72
Figura 16 - Correlação entre os Parâmetros e o HPA.......................................................... 74
Figura 17 - Dendrograma tendo como descritores os parâmetros medidos in situ de acordo
com o Grau de Correlação de Pearson......................................................................... 75
8
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Composição dos desembarques das frotas de arrasto nos estados do Sudeste-Sul
do Brasil, entre os anos de 1998 e 1999. ..................................................................... 18
Tabela 2 - Principais fontes de poluição de petróleo na Baía de Guanabara. Ton/dia ........ 23
Tabela 3 - Controle de qualidade das análises de metais .................................................... 57
Tabela 4 - Estatística descritiva dos valores dos parâmetros físico-químicos medidos in
situ. .............................................................................................................................. 61
Tabela 5 - Estatística descritiva das concentrações de HPAs, nutrientes e carbono nos
sedimentos. .................................................................................................................. 63
Tabela 6 - Concentrações de hidrocarbonetos poli-aromáticos nos sedimentos costeiros
pelo mundo. ................................................................................................................. 63
Tabela 7 - Estatística descritiva dos resultados de concentração de metais pesados. ......... 69
Tabela 8 - Concentração de metais nos sedimentos em áreas sujeitas a impactos.............. 69
9
RESUMO
A Área de Proteção Ambiental (APA) de Guapimirim tem se mostrado um
ambiente de contrastes que, ao mesmo tempo em que sofre com uma expansão urbana
desordenada e sua conseqüente produção de cargas poluidoras, sustenta um ecossistema
complexo e de alta biodiversidade. Neste estudo foi avaliado de forma panorâmica, o
estado de contaminação por hidrocarbonetos poli-aromáticos e metais dos sedimentos de
superfície do manguezal da APA. Foram coletadas 23 amostras nas quais mediram-se in
situ, os parâmetros físico-químicos: pH, Eh, salinidade e temperatura e, em laboratório, as
concentrações de hidrocarbonetos poli-aromáticos (HPAs), carbono orgânico total (COT),
fósforo e metais pesados totais além da biomassa e do número de células bacterianas e de
suas atividades através dos indicadores atividades do sistema transportador de elétrons
(ASTE) e esterases (EST). As concentrações de hidrocarbonetos poli-aromáticos bem
como as de metais pesados foram comparadas às obtidas em outros ambientes semelhantes
e a estudos realizados anteriormente na Baia de Guanabara. Os valores obtidos na medição
dos parâmetros físico-químicos foram normais para o tipo de ambiente; as concentrações
de HPAs foram em média inferiores aos limites máximos possíveis prejudiciais aos
organismos porém suas concentrações máximas foram superiores a todas as relatadas; as
quantidades de carbono orgânico, fósforo e biomassa bacteriana foram elevadas em face da
alta concentração de matéria orgânica, resíduos domésticos e potencial de óxido-redução
(extremamente negativo). As concentrações de metais pesados totais foram superiores às
consideradas naturais e todas associadas a fontes de matéria orgânica presentes no entorno
da Baia de Guanabara, entretanto as concentrações de cobre, cromo e mercúrio foram
inferiores às obtidas em estudos anteriores nas vizinhanças da região. A análise de
correlação de todos os parâmetros através do método de Variáveis Múltiplas de Pearson
demonstrou que, tanto os parâmetros com maior grau de correlação positiva, quanto os de
maior correlação negativa estão associados ao volume de matéria orgânica. A conclusão é
que a APA de Guapimirim, apesar do acidente de janeiro de 2000 e dos aportes diários de
efluentes industriais, ainda não se apresenta impactada por hidrocarbonetos de petróleo ou
por metais pesados biodisponibilizados. Entretanto, requer sérios cuidados quanto ao
aumento do volume destes elementos e a manejos em sua estrutura que possam alterar este
quadro extremamente delicado.
Palavras-chave: Sedimentos, Mangue, Biodegradação,
aromáticos, Metais pesados, Guapimirim – RJ - Brasil.
Hidrocarbonetos
poli-
10
ABSTRACT
The Guapimirim Law Protected Area (APA) reveals itself as an environment of
contrasts that, at the same time suffers from disordered urban expansion and its consequent
polluting loads production, and supports a complex high biodiversity ecosystem. In this
study the contamination loads of polyaromatic hydrocarbons and metals of Guapimirim
mangrove surface sediments was evaluated in screening way. Samples were collected from
23 stations where were the physico-chemical parameters pH, Eh, salinity and temperature
“in situ” measured. In laboratory, the polyaromatic hydrocarbons (PAHs) concentrations,
total organic carbon (TOC), the phosphorus and total heavy metals were analysed in
addition the cell biomass and the bacterial cels number, and their activities were measured
through the electron transport system (ETSA) and esterase (EST) indicators. The
polyaromatic hydrocarbons concentrations as well as heavy metals were compared with
those obtained in other similar environments and previous works carried out in Guanabara
Bay. The values established in the measurement of physico-chemical parameters are
normal for the environment kind; the concentration of PAHs are, in average, inferior to the
harmful limits for organisms, however its maximum limits are higher than all reference
values; the amounts of organic carbon, phosphorus and bacterial biomass are increased vis
a vis of the high concentration of organic matter, domestic residues and extremely negative
redox potential. The total heavy metal concentrations are superior to the natural considered
ones and all those associated with the organic matter sources present around Guanabara
Bay. However the copper concentrations, chromium and mercury have been inferior to the
ones obtained in previous studies in the region. The analysis of correlation of all the
parameters through the method of Multiple Variable of Pearson’s demonstrated that, both
the parameters with bigger degree of positive correlation, and bigger negative correlation
are associated with the organic matter volume. The conclusion is that the Guapimirim
mangrove, despite of the oil spill accident of January of 2000 and the daily input’s of
industrial effluents do not seem to severely be impacted by hydrocarbons of oil or
bioavailable heavy metals. However, the area requires serious care in relation to the
volume increase of these contaminants and the management of its structure that can modify
this extremely delicate scene.
Keywords: Sediments, Mangrove, Biodegradation, Polyaromatic hydrocarbons
Heavy metals and Guapimirim – RJ - Brazil.
11
1. INTRODUÇÃO
A dimensão dos efeitos ambientais causados pela introdução de poluentes no mar
não depende, exclusivamente do volume e da composição do material despejado, mas sim,
da interelação desses e de uma série de outros fatores, como a localização geográfica e suas
variáveis biológicas, oceanográficas, meteorológicas, entre outros. Em derramamentos de
óleo, por exemplo, além desses fatores, as propriedades físico-químicas do óleo também
são determinantes na magnitude dos efeitos gerados.
Globalmente, os resultados da comparação entre potencialidade de impacto e
controle local das áreas marinhas impactadas podem ser interpretados considerando o
curso dos efeitos de um derrame acidental no ambiente marinho (GUIDETTI et al., 2000)
gerando a seguinte classificação:
a – efeitos tóxicos agudos com severa redução da taxa de sobrevivência;
b – enriquecimento orgânico tendendo a favor de espécies invasoras oportunistas;
c – diminuição da condição oportunista e restauração dos agrupamentos
faunísticos.
Um dos ecossistemas que está sujeito a acidentes com lenta recuperação quando
exposto a contaminação por óleo é o manguezal (ODUM & JOHANNES, 1975). O
manguezal é um ecossistema de transição entre os ambientes aquático e terrestre, típico de
planícies costeiras tropicais, ocupando normalmente áreas no interior de baías e estuários
(CHAPMAN, 1976). São locais onde os rios se alargam, devido à ação das marés,
formando grandes meandros de águas salobras, pelo contato com o mar e largas depressões
onde se acumulam sedimentos finos e matéria orgânica trazidos pelos rios.
12
Os ecossistemas de manguezal são encontrados nas zonas tropicais e subtropicais
entre 32°20 ‘N e 38°45 ‘S (SAENGER & LUKER, 1997), tanto nas Américas como na
África, Ásia e Oceania, dominando cerca de 25% das linhas costeiras do planeta e cerca de
75% da zona intertropical (SPALDING, BLANCO & FIELD, 1997).
As áreas de manguezal são representativas de zonas de elevada produtividade
biológica, uma vez que, pela natureza de seus componentes, são encontrados
representantes de todos os elos da cadeia trófica marinha (CHAPMAN, 1976). Do ponto de
vista ecológico, os manguezais são de grande importância no que concerne à cadeia
alimentar marinha, sustentada pela formação de compostos orgânicos importantes neste
ecossistema, a partir da mistura de matéria orgânica proveniente da degradação das folhas
das árvores, com as partículas do sedimento e os excrementos dos animais vertebrados e
invertebrados (BOTO & BUNT, 1981).
Quando margeados por florestas de mangues, os corpos d'água tais como baías,
estuários e lagunas, recebem a importante contribuição de compostos húmicos favorecendo
seus elevados índices de produção (ODUM, MCIVOR & SMITH, 1982).
Grande parcela dos organismos de importância para a pesca comercial e artesanal
tais como camarões, caranguejos, robalos, tainhas e linguados se reproduzem nos trópicos
em áreas associadas a manguezais (IDYLL, 1968).
Na maré alta, o rio, represado e misturado com a água do mar, inunda todo o
manguezal, cobrindo o solo e os troncos com uma lâmina de água de altura variável
exigindo dos organismos endêmicos estratégias de sobrevivência peculiares (TEAS, 1979).
As plantas do manguezal, por exemplo, possuem adaptações especiais que lhes
asseguram o sucesso na sobrevivência. Estas adaptações são de âmbito principalmente
fisiológico permitindo sua sobrevivência em regiões salobras e salgadas (SCHOLANDER,
et al., 1962) onde outras espécies não poderiam competir.
Fisiologicamente, entre as diversas estratégias utilizadas pelas plantas do mangue,
duas parecem ser de vital importância para o sucesso em sua sobrevivência: o mecanismo
reprodutivo da viviparidade dos propágulos, que germinam antes que o fruto se desprenda
da planta-mãe ampliando sua longevidade (RABINOWITZ, 1978); e a capacidade de
eliminação ou exclusão do excesso de cloretos absorvidos da água salobra, função das
glândulas de sal, estruturas existentes nas folhas das árvores (SCHOLANDER, 1962).
13
A fauna dos mangues é constituída por espécies que aí vivem em permanência
como ostras e caranguejos e animais marinhos que passam apenas uma parte de sua vida
nesse ecossistema, em geral por ocasião de sua reprodução. É o que ocorre com aves
marinhas, peixes e alguns invertebrados.
Só nas duas últimas décadas, a imensa importância dos manguezais foi
2
reconhecida e, dos 25.000 Km de mangues que o Brasil tinha quando foi descoberto,
restam apenas cerca de 35%. (HERZ, 1991).
Os manguezais podem ser tratados como um recurso renovável, porém finito,
quando se considera a produção natural de ostras, caranguejos, camarões, siris e mariscos,
além das oportunidades recreacionais, científicas e educacionais (ODUM et al., 1982). Por
outro lado, o manguezal também pode ser considerado como um recurso não-renovável,
quando o espaço que ele ocupa é substituído por prédios, atracadouros, residências, portos,
marinas, aeroportos, rodovias, salinas, etc. Há ainda, entre estas categorias outras, que
condenam os manguezais a se tornarem receptáculos de despejos de efluentes líquidos,
disposição de resíduos sólidos ou ao extrativismo de produtos florestais (MACIEL, 1991).
A proteção e a conservação das florestas de manguezais é fundamental para a
preservação da fauna a eles associada, incluindo os estoques pesqueiros que influenciam
diretamente as indústrias de pescado. Pode-se citar ainda, o cultivo de organismos
marinhos consorciados às áreas de manguezal como alternativa promissora para manter os
atuais níveis de produção de proteína para a humanidade, desde que desenvolvido sob uma
correta postura ética e técnica (FAO, 2000). A utilização do manguezal deve ser feita com
cuidado na medida em que, devido às suas condições especiais estes ecossistemas são
extremamente frágeis e vulneráveis, fazendo com que alterações em quaisquer de suas
fontes de energia subsidiária possam destruí-los irreversivelmente (SCHAEFFERNOVELLI, 1998).
O Manguezal de Guapimirim, último trecho representativo de manguezais da orla
oriental da Baía de Guanabara, conhecida também como "Recôncavo da Baía de
Guanabara", que desempenha importante papel para a qualidade de água e vida da baía
vem sofrendo há décadas desmatamento constante, apresentando condições bastante
críticas quanto ao seu equilíbrio ecológico e geomorfológico (PIRES et al., 1996).
14
2. OBJETIVOS
Contínuos despejos e recentes acidentes ambientais, envolvendo principalmente
derrames de petróleo e poluição por esgotos têm impactado os ecossistemas constituintes
da Baía de Guanabara. Neste estudo se propõe como objetivo geral, estabelecer um
diagnóstico das condições de contaminação ambiental através de um estudo panorâmico
das concentrações de poluentes em sedimentos da APA de Guapimirim. O estado de
contaminação dos sedimentos seja por óleo, por metais ou por bactérias afeta diretamente
as atividades antrópicas tradicionais, particularmente a pesca e a coleta de caranguejos.
Para atender ao exposto acima foram definidos os seguintes objetivos específicos:
•
Avaliar as contaminações por óleo (hidrocarbonetos poli-aromáticos) e por metais
(Cr, Cu, Pb, Fe, Zn e Hg) nos sedimentos de superfície da APA de Guapimirim;
•
Nas mesmas amostras, determinar as atividades bacterianas através dos indicadores
atividades de sistema transportador de elétrons (ASTE) e esterases (EST), além do
número de células bacterianas (por epifluorescência) e biomassa bacteriana
(carbono bacteriano).
No item 3 a questão da poluição por óleo no ambiente costeiro é revisada, na
medida em que, na Baía de Guanabara e particularmente na APA de Guapimirim, este tipo
de contaminação é a que pode provocar os impactos mais significativos.
Assim, visando ampliar o conhecimento das inter-relações dos fatores
determinantes do comportamento do óleo em ecossistemas de manguezal divide-se esta
revisão em 6 capítulos; nos quais serão expostos: 1o) a descrição das atividades costeiras
presentes na APA, seus atores e os efeitos da poluição em tais atividades; 2°)
15
estabelecimento dos objetivos a serem atingidos; 3o) os conceitos e registros sobre poluição
principalmente na Baía de Guanabara, os processos bioquímicos da degradação do óleo, os
impactos no sistema de manguezal, a origem e os efeitos da contaminação de diversos
organismos e dos seres humanos por hidrocarbonetos poli-aromáticos e as propriedades
comportamentais do óleo no meio ambiente com ênfase ao substrato; 4o) descrição da
metodologia utilizada para a coleta e análise dos sedimentos; 5°) apresentação e discussão
dos resultados do trabalho; 6°) exposição das conclusões e apresentação das perspectivas e
sugestões.
16
3. CONTAMINAÇÃO POR ÓLEO NO AMBIENTE COSTEIRO
Segundo dados da UNEP (1997) aproximadamente 60 por cento da população
mundial vive em uma faixa de 100 quilômetros a partir do litoral, e mais de 3 bilhões de
pessoas dependem, de uma maneira ou outra, de habitats marinhos e costeiros para comida,
locais de construção, transporte, recreação e disposição de resíduos. Cerca de um terço das
regiões costeiras mundiais estão sob risco de degradação, particularmente de fontes de
poluição em terra e desenvolvimento de infraestrutura.
O impacto ambiental causado por vazamento de óleo na costa brasileira tem sido
uma ameaça permanente à integridade dos ecossistemas costeiro e marinho. Com o
aumento da produção petrolífera, um grande número de ocorrências de vazamentos e
derrames acidentais de petróleo em operações rotineiras (com pequena e média gravidade)
tem sido registrado.
Derrames de grandes proporções em áreas costeiras causam efeitos ecológicos de
curta e longa duração e trazem prejuízos às atividades sócio-econômicas nos territórios
atingidos, entretanto os acidentes representam apenas uma parcela do total de óleo
derramado no mar. A poluição crônica das operações rotineiras dos navios representa
muito mais perigo ao meio ambiente que a poluição aguda dos acidentes, mas com o
objetivo de redução de custos aumenta-se anualmente o tamanho dos petroleiros e o
volume de óleo transportado.
O ambiente marinho sempre absorveu a contaminação por petróleo causada por
fontes naturais sem apresentar danos significativos aos organismos marinhos, mas o
aumento desenfreado do consumo de petróleo pelas economias desenvolvidas alterou
significativamente esse quadro.
17
3. 1. Exploração dos recursos naturais relacionados à região costeira
O Estado do Rio de Janeiro possui a terceira maior costa pesqueira do país, com
635 km de extensão, a produção de pescado gira em torno das 75.000 toneladas / ano (2º
no ranking nacional), de um estoque pesqueiro estimado em 150.000 toneladas capturadas /
ano. No estado, o setor envolve diretamente cerca de 50 mil pescadores com a atividade e
outras 180 mil pessoas de forma indireta, nas indústrias de beneficiamento, produção de
insumos, distribuição e comercialização de pescado. O número de embarcações de
pequeno e médio porte operando no Estado gira em torno de 10 mil, sendo utilizadas na
pesca industrial cerca de 150 embarcações de grande porte. Além disto, o Estado do Rio de
Janeiro abriga o maior parque industrial de beneficiamento de pescado da América Latina,
com uma produção estimada de 500 milhões de latas / ano, direcionando grande parte desta
produção para exportação.
A indústria de enlatamento, incipiente até o início da década de 60, desenvolveuse e modernizou-se, rapidamente, com os incentivos propiciados pelo Governo.
Levantamento recente realizado pelo Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento,
apontou a existência de 07 indústrias, instaladas em S. Gonçalo e Niterói. Este mercado,
dominado pela Quaker, apresentou um crescimento de 11,5% em 2002.
A atividade de pesca na cidade do Rio de Janeiro representa 37% do desembarque
de pescado no Estado.
A tabela 1 indica a composição dos desembarques das frotas de arrasto nos
estados do Sudeste-Sul do Brasil, entre os anos de 1998 e 1999. No volume de captura no
Estado do Rio de Janeiro por parte da frota de pequeno porte, observa-se que os crustáceos
representam o elemento de maior importância (PEREZ et al., 2001).
Na Baía de Guanabara, segundo pescadores da colônia do Caju, a pesca ocorre em
toda sua extensão, onde existem cinco colônias: Caju (Z-12), Ramos (Z-11), Ilha do
Governador (Z-10), Magé (Z-9) e (Z-8) Niterói e São Gonçalo esta última com cerca de
10.000 pescadores cadastrados, sem perímetros de atuação muito definidos para cada
colônia.
18
Tabela 1 - Composição dos desembarques das frotas de arrasto nos estados do Sudeste-Sul do Brasil,
entre os anos de 1998 e 1999.
GRUPO
TELEOSTEOS
ELASMOBRÂNQUIOS
CRUSTÁCEOS
CEFALÓPODES
OUTROS
TOTAL
FONTE: PEREZ et
t
%
t
%
t
%
t
%
t
%
PEQUENO PORTE
ES
RJ
SP
PR
809
40
26
252
17,40 7,89 3,01 9,09
378
2
1
7
8,13 0,39 0,11 0,04
2833
390
825 2488
60,95 76,92 95,49 89,79
22
5
0
3
0,47 0,99 0,00 0,11
606
69
12
20
13,04 13,61 1,39 0,72
4648
507
864 2771
SC
1
0,09
0
0,00
1027
9,71
0
0,00
2
0,19
1030
ARRASTO DUPLO
RJ
SP
SC
RS
4489
679 5736
1701
65,96 25,42 29,92
43,56
332
46
822
132
4,88 1,72
4,29
3,38
352
717 7753
2060
5,17 26,84 40,43
52,75
703
700
591
7
10,33 26,21
3,08
0,18
931
530 4273
5
13,68 19,84 22,28
0,13
6806 2671 19174
3905
al., 2001.
Nas colônias a produção pesqueira é desenvolvida, com embarcações de pequeno
porte se comparadas às utilizadas na pesca industrial e por isso sua atuação é limitada às
áreas protegidas da Baía ou nas águas costeiras próximas e apresentam um ritmo de
produção diferente das de médio/grande porte que têm mais autonomia e se mantêm por
mais tempo no mar.
A identidade do pescador acompanha estes níveis de produção e o classifica de
acordo com sua posição dentro de cada nível; desta forma podemos ter: o “pequeno
produtor”, denominação dada ao pescador que é proprietário de sua embarcação e que tem
como obrigação a “produção” com sentido de subsistência familiar. Esta representação do
“pequeno produtor” é compartilhada com os trabalhadores não proprietários e ambos,
apesar da vivência com a instabilidade se regozijam de sua liberdade em contraponto à da
vida operária (DUARTE, 1999).
Segundo a Federação dos Pescadores do Estado, como conseqüências do acidente
ocorrido em Janeiro de 2000, doze mil pescadores de seis municípios foram afetados e o
volume de pescado foi reduzido em 50%, currais foram destruídos bem como as criações
de bagres. As espécies mais afetadas, além de siris e caranguejos foram corvinas,
sardinhas, larvas de camarão e pescadas. De acordo com a colônia da região de Magé o
acidente prejudicou diretamente 600 pessoas envolvidas na atividade pesqueira da região
que é conhecida pela qualidade do pescado, sobretudo do camarão cinza grande. O
acidente além de afetar diretamente a pesca e o comércio nela baseado, também trouxe
19
prejuízos para posterior retomada da atividade com a perda dos equipamentos expostos à
contaminação devido à invasão dos barcos pelo óleo por ocasião da subida da maré.
Ainda segundo a colônia de pescadores de Magé os profissionais credenciados nas
colônias não desenvolvem outras atividades que complementem suas rendas mensais,
estando totalmente dependentes da pesca ou extração, para garantir o sustento de suas
famílias.
A coleta do caranguejo no Rio, ainda não figura estatisticamente de nenhum
estudo governamental, entretanto é um ofício que se faz presente e vem passando de pai
para filho no manguezal de Guapimirim, no fundo da Baía de Guanabara.
A comercialização do caranguejo exigiu inovações às técnicas tradicionais de
captura. Os diversos métodos de captura fundamentaram-se a partir da observação do
comportamento do caranguejo e de seus predadores naturais e permitem ao profissional
reconhecer as diferenças entre as tocas de machos e fêmeas pelos rastros deixados ao seu
redor (VERGARA FILHO & PEREIRA FILHO, 1993 apud PEREIRA FILHO, 2002).
Ainda segundo PEREIRA FILHO (2002) as imigrações do homem do interior
para o litoral em busca de oportunidades de trabalho contribuiram para a entrada de novos
integrantes nas diferentes comunidades, gerando sua descaracterização. Este advento
trouxe a introdução de técnicas predatórias como o uso do óleo queimado, o gás, o
carbureto, o gancho, a enxada, a foice, o laço, a redinha, e a rede de braça. Associado à
utilização destes novos e eficazes métodos soma-se o aumento do esforço de captura sobre
as fêmeas e indivíduos de tamanhos menores além da poluição dos corpos d'água e a
degradação dos bosques. Estes fatores vêm ao longo dos anos prejudicando a renovação
dos estoques destes animais endêmicos dos manguezais
Este mesmo autor descreve os dois métodos tradicionais de coleta que ainda são
utilizados pelos catadores profissionais da APA de Guapimirim: o braceamento, método de
captura onde o catador introduz o braço na toca do animal e retira-o com a mão e o
tamponamento, técnica na qual o catador tampa diversas tocas de uma área circular com
lama e, ao retornar à primeira toca captura o animal, são métodos de coleta empregados
por catadores profissionais em muitos estados e também utilizados culturalmente na Baía
de Guanabara, os quais foram quase que totalmente substituídos pelo laço e finalmente
pela redinha - armadilha fabricada a partir de fios amarrados do saco de ráfia. Este método
é considerado predatório já que permite a qualquer pessoa realizar a captura do caranguejo
sem a seleção do exemplar capturado.
20
O apanhe manual no período da “andada” - termo popular empregado pelos
caranguejeiros para dois períodos distintos da reprodução do caranguejo, o período de
acasalamento quando andam machos e fêmeas para copular, e o da desova quando somente
as canduruas e/ou cunduruas (fêmea do caranguejo) saem das tocas para lavar a ova,
também é um método de captura utilizado. Estes comportamentos são válidos para a Baía
de Guanabara, variando a temporalidade em outras localidades.
Os resultados do estudo realizado por PEREIRA FILHO (2002) demonstram que
a maioria dos pescadores captura mais caranguejos do que é por eles declarado para
atender suas necessidades de manutenção familiar. A grande variabilidade dos números
representa diferentes necessidades, justificadas principalmente pelo elevado número de
pessoas que compõem suas famílias.
Segundo os pescadores da comunidade de Itaóca, após o período de muda do
caranguejo, ocorre o crescimento do animal, e neste período de troca de casco a catação
não é realizada, pois o caranguejo de leite provoca problemas de saúde como a diarréia. A
avaliação das atividades da comunidade de catadores de caranguejo composta por 27
pescadores que têm como fonte de renda para sua família exclusivamente a captura do
Ucides cordatus, realizada por PEREIRA FILHO (2002), estimou uma produção mensal
de 28.152 animais.
De acordo com catadores das comunidades de Itaóca e Itambi, pertencentes à
APA de Guapimirim, o tamanho do caranguejo coletado vem se reduzindo ao longo da
última década. A diminuição do tamanho dos exemplares nas capturas reflete a captura
indiscriminada que vem sendo praticada nos manguezais da região (IBAMA - CAT / UFF,
2002).
Em geral, as atividades comerciais e de subsistência desenvolvidas diretamente
sobre os recursos podem ser afetadas com a contaminação dos níveis da cadeia alimentar,
pela interrupção dos períodos de estações de pesca ou extração, ou da resistência do
comprador aos produtos contaminados ou suspeitos de contaminação.
Os derramamentos do óleo têm interferido também com a contaminação de
material, com o fechamento dos portos e de estações de pesca. Em muitos exemplos,
pescado mesmo ligeiramente suspeito de contaminação ou de possível origem de águas
contaminadas por derramamento de óleo, foi considerado não comercializável (e.g.
VANDERMEULEN & SCARRATT, 1979).
21
3. 2. Poluição
3. 2. 1. Conceitos internacionais
A maioria dos cientistas envolvidos com poluição marinha e algumas
organizações internacionais como o Grupo de Peritos das Nações Unidas em Aspectos
Científicos da Poluição Marinha (GESAMP - Group of Experts on the Scientific Aspects
of Marine Pollution) ou a Comissão Internacional para a Exploração do Mar (ICES International Commission for the Exploration of the Sea) consideram separadamente dois
conceitos: contaminação e poluição.
Segundo definição do GESAMP (1993):
“Contaminação é a presença de concentrações elevadas de
substâncias na água, sedimentos ou organismos, cujos níveis superam
os naturais para uma determinada área e um organismo específico”.
“Poluição marinha é descrita como: a introdução pelo homem, direta
ou indiretamente, de substâncias ou energia no ambiente marinho
(incluindo estuários) que resulte em efeitos danosos para os recursos
naturais e para a saúde humana, no impedimento das atividades
econômicas como a pesca e o turismo, na diminuição da qualidade da
água para seu uso, e na redução das belezas naturais”.
3. 2. 2. Poluição por óleo
Nas águas costeiras o petróleo ou seus derivados podem ser liberados ao mar por:
escape natural de depósitos geológicos de petróleo; perda acidental em operações de
perfurações costeiras; acidentes e operação negligente durante o carregamento e
descarregamento de petróleo (são mais comuns); colisões e naufrágios resultando na perda
de carga; lavagem dos tanques de petróleo com água do mar, e o transporte atmosférico
dos seus componentes mais voláteis (SKINNER & TUREKIAN, 1977).
22
3. 2. 3. Petróleo e outros contaminantes químicos
Muitos pesquisadores expressaram interesses sobre os efeitos sinérgicos
potenciais do petróleo, agindo conjuntamente com outros contaminantes, como em águas
junto a áreas altamente industrializadas. O fenômeno é mal compreendido, mas existem
fortes indicações de que a presença de um contaminante pode realçar o efeito tóxico de um
segundo (CARPENTER, 2002). Ainda não se sabe se isto está diretamente relacionado
com um tipo de potencialização molecular ou se é simplesmente um problema de baixa
resistência aos contaminantes. Qualquer que seja o mecanismo, a rede de efeitos é tal que
danos significantes causados pela presença de um composto podem ser intensificados na
presença de um segundo contaminante.
Diversos pesquisadores percebem que este aspecto da poluição de óleo merece
mais ênfase e que o impacto potencial dos processos sinérgicos é um problema maior do
que apenas o óleo.
3. 2. 4. Metais pesados no óleo
O petróleo pode ser classificado em dois grandes blocos: de base parafínica,
constituído essencialmente de moléculas de hidrocarboneto parafínico (predominantemente
os alcanos) embora contenha compostos naftênicos, aromáticos, enxofre, nitrogênio,
oxigênio e metais pesados em baixas concentrações; e de base naftênica, onde os
hidrocarbonetos são constituídos predominantemente de moléculas naftênicas possuindo
elevada estabilidade à oxidação e baixa volatilidade (quando, alem de alcanos, há até 15 ou
20% de cicloalcanos).
Podem ser encontrados no petróleo elementos traço, tais como vanádio, níquel, ferro,
alumínio, sódio, cádmio, cobre, urânio, cromo, arsênico, mercúrio, selênio e boro.
Metais pesados podem também ser classificados em dois blocos: metais críticos e
não críticos, o Fe, Cu e o Zn estão inseridos no grupo dos metais não críticos que são
também utilizados como micronutrientes.
Sabe-se que um aumento de ferro na água estimula a atividade fotossintética do
fitoplâncton (MARTIN et al., 1991).
23
3. 2. 5. Aporte de hidrocarbonetos aos oceanos
A estimativa mais completa sobre o aporte de hidrocarbonetos de petróleo para os
oceanos foi elaborada pela National Research Council (NRC, 1985) na forma de revisão de
seus próprios dados de 1975, considerando 5 grupos distintos de fontes de aporte: naturais,
atmosfera, produção “off-shore”, transporte marítimo e despejos urbanos e industriais.
(FERREIRA, 1995).
A primeira estimativa sobre carga de óleo para a Baía de Guanabara foi realizada
pelo “Projeto de Recuperação Gradual do Ecossistema da Baía de Guanabara” (FEEMA,
1990) computando carga diária, em dezembro de 1989 de 6,9 toneladas (equivalentes a
2.519 ton./ano) distribuídas em 6 categorias de fontes poluidoras, todas relacionadas a
atividades industriais e de comércio de petróleo (Tabela 2)
Tabela 2 - Principais fontes de poluição de petróleo na Baía de Guanabara. Ton/dia
Principais Fontes
1. REDUC
a. Terminais terrestres
2. Outras industrias
3. Terminais marítimos e outras fontes
4. Estaleiros
5. Postos de serviço
Total
Dez/89
1,4
0,5
1,7
1,0
1,3
1,0
6,9
% total
20%
7%
25%
15%
18%
15%
100%
Fonte: FEEMA (1990)
Segundo a Secretaria Estadual de Saneamento e Recursos Hídricos (2001),
existem cerca de 6.000 industrias na bacia de drenagem da Baía de Guanabara sendo que
dessas, apenas 52 são responsáveis por 80% da carga de poluentes lançada diariamente na
baia.
A presença do petróleo na Baía de Guanabara pode ser notada também na forma
de produtos manufaturados, como por exemplo, pedaços de malha de redes de pesca,
isopores, sacos plásticos e garrafas tipo “pet”; produtos que têm o petróleo como matéria
prima e são extremamente prejudiciais à biota. Os organismos podem ser afetados de
diversas formas, como por exemplo quando aves aquáticas e mamíferos marinhos morrem
ao ingerirem ou se emaranharem em plásticos e redes, ou pelo tamponamento da superfície
sedimentar pela deposição de plásticos ocasionando a morte da fauna e flora levando à
24
diminuição da população de peixes da área afetada com conseqüente dano à atividade
pesqueira.
Esta forma de contaminação é comum na Baía de Guanabara e freqüentemente
denunciada às autoridades por pescadores atuantes na região.
3. 2. 6. Derramamentos crônicos: aporte diário
A chamada “poluição crônica por óleo” é caracterizada por constantes
derramamentos difusos e contínuos, em geral associada ao uso eventual de dispersantes
químicos em operações de limpeza e mesmo pelo lançamento contínuo de efluentes
industriais.
Atualmente, segundo a Secretaria Estadual de Saneamento e Recursos Hídricos
dentro do Programa de Despoluição da Baía de Guanabara a carga poluidora lançada
diariamente na Baía de Guanabara, atinge os seguintes níveis: carga orgânica - 400
toneladas, carga orgânica industrial – 64 toneladas, carga de metais pesados – 0,3 toneladas
e carga de óleo – 7 toneladas.
3. 2. 7. Derramamentos agudos
Em relação aos derrames acidentais, FERREIRA (1995) relata o registro pela
FEEMA de 4 acidentes em 11 anos perfazendo um total de 26 kg/dia. Aos estaleiros foi
atribuída uma carga de óleo de 1300 kg/dia.
Ainda segundo este autor a FEEMA analisou apenas 1 incidente com
derramamento de óleo no mar em maio de 1993 e outro em janeiro de 1995 na Baia de
Guanabara.
Os vazamentos considerados na NRC (1985) em Terminais Marítimos e
Abastecimento de Navios, ocorridos durante operações de transferências de produtos
(carga e descarga) entre navios tanque e os terminais, tais como transbordamento de
tanques, desconexão de mangotes sem a drenagem adequada, furos em dutos e tanques e
derramamentos de produtos durante o abastecimento de navio são registrados em duas
25
fontes de fiscalização, a saber, a FEEMA, que detém informações sobre a ocorrência sem
conhecimento do volume derramado e o controle do Terminal da Ilha D’Água
(PETROBRAS, 1994) que registrou um total de 37.518 m3 no período de 1986 a 1993. O
aporte total de hidrocarbonetos de petróleo para a Baia de Guanabara devido a acidentes
com navios tanque levantados por FERREIRA (1995) para o período de 1986 a 1993
alcança um total de 48 t/ano.
Entretanto eventos de porte catastrófico têm ocorrido nesta virada de século,
assinalando a necessidade de maiores cuidados no manejo de produtos de petróleo. Na baía
de Guanabara, neste período, tais eventos podem ser arrolados cronológicamente a partir
de março de 1997, quando um rompimento de duto provoca o vazamento de 600 mil litros
de petróleo da Reduc e atinge 4.000 metros quadrados de manguezal.
Os eventos seguintes ocorreram no ano de 2000 sendo o primeiro em janeiro
quando aconteceu o derramamento de 1,292 milhões de litros de óleo da Petrobrás e logo
após, em junho, quando 380 litros de petróleo atingiram a baía de Guanabara. Referente ao
acidente ocorrido em janeiro, laudo técnico emitido pelo Instituto Brasileiro do Meio
Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis (IBAMA), após vistoria realizada em
22/02/2000 na APA de Guapimirim e seu entorno, o óleo causou forte impacto na área de
manguezal do rio Suruí; já a área de mar atingida pelo derrame foi avaliada em cerca de
10% da área total da APA. (SENADO FEDERAL, 2000).
3. 3. Bioquímica da Degradação
3. 3. 1. Degradação bacteriana
A degradação bacteriana é, basicamente, um processo de oxidação, no qual as
bactérias aeróbicas utilizam-se do oxigênio dissolvido na água para transformar os
compostos orgânicos em compostos inorgânicos estáveis como o dióxido de carbono
(CO2), água (H2O) e amônia (NH3). As bactérias anaeróbicas também são capazes de
oxidar moléculas orgânicas sem a utilização do oxigênio (processo mais lento que o
aeróbico), mas seus produtos finais incluem compostos como o sulfeto de hidrogênio (H2S)
26
e metano (CH4), que têm um odor característico e são tóxicos a vários organismos
marinhos (ODUM, 1982).
Os sedimentos de mangue apresentam limitação de nutrientes e sua adição pode
aumentar o número de bactérias degradadoras de alcano. Estudo realizado por RAMSAY
et al. (2000) para acompanhar o comportamento quantitativo das bactérias degradadoras de
alcano sob condições de aeração forçada, resultou que após o 120° dia, o número de
degradadores de alcano diminuiu, esta descoberta talvez reflita a redução dos alcanos
prontamente degradáveis.
A composição química de quase todos os compostos orgânicos é extremamente
complexa e diferentes constituintes requerem diferentes quantidades de oxigênio para
completarem a oxidação. Como é quase impossível descobrir a composição dos rejeitos e
dos efluentes líquidos por análises diretas do material, são utilizados métodos indiretos,
como a "Demanda Bioquímica de Oxigênio" (DBO) que mede a demanda de oxigênio total
no processo de oxidação (degradação) de uma determinada amostra. A DBO é o método
mais utilizado para se medir os efeitos da poluição causada por efluentes orgânicos na água
do mar (STANDARD METHODS, 1975).
A biodegradação de compostos orgânicos é a simplificação parcial ou a destruição
completa da estrutura das moléculas através de reações enzimáticas microbianas (HURST
et al., 1996). A biodegradação de poluentes é um processo complexo, onde aspectos
quantitativos e qualitativos dependem da natureza e quantidade do poluente, das condições
do ambiente e da comunidade microbiana autóctone (ATLAS, 1981; LEAHY &
CODWELL, 1990). A exposição prévia de uma comunidade bacteriana a hidrocarbonetos
é importante na determinação da capacidade de biodegradação em caso de nova exposição
às mesmas substâncias, este fenômeno é chamado de adaptação (SPAIN et al., 1980).
Microorganismos capazes de oxidar hidrocarbonetos são relativamente abundantes em
águas costeiras e estuarinas e em áreas sujeitas à poluição crônica por óleo (ATLAS, 1981;
CRAPEZ et al., 1996; CRAPEZ et al., 1997).
As comunidades naturais de microorganismos reconhecem as substâncias
xenobióticas, metabolizando-as completamente, desde que nas seguintes condições:
exposição prévia às fontes poluidoras (CRAPEZ et al., 1993), condições físico químicas e
quantidade de nutrientes adequados (SWINDOLL et al., 1988 e RIJNAARTS et al., 1990).
O fenômeno de reconhecimento induz a uma seleção inicial, adaptação, aclimatação e
27
proliferação da microbiota autóctone especializada. A aquisição adaptativa de vias de
degradação de substâncias xenobióticas tem sido demonstrada em bactérias de diversos
ecossistemas.
Sedimentos de estuários e de sistemas costeiros marinhos localizados próximos a
centros urbanos e industriais, são os maiores depositários de hidrocarbonetos poliaromáticos (HPAs). Estes compostos podem ser remobilizados para a coluna d’água, onde
serão oxidados fotoquimicamente. Entretanto eles persistem nos sedimentos e excedem
1000 vezes ou mais a concentração encontrada na água, que é menor que 1mg/L, em áreas
não sujeitas à poluição antropogênica (CRAPEZ, 2000). De acordo com este autor, devido
à grande afinidade de HPAs pela matéria orgânica particulada, a ação fotoquímica e a
oxidação bacteriana são reduzidas no sedimento, sendo que sua quantificação serve como
indicador da taxa de contaminação do ambiente marinho.
CRAPEZ (2000) conclui ainda que ambientes costeiros de pouca energia
hidrodinâmica, como os mangues, alagados enseadas e sedimentos com granulometria fina
absorvem os hidrocarbonetos e outros componentes do óleo, que podem ser liberados
lentamente durante anos. Este fenômeno debilita a estabilidade bentônica diminuindo a
disponibilidade de oxigênio, restringindo a degradação bacteriana e a recuperação
ambiental.
O conteúdo da matéria orgânica no sedimento também pode influenciar
significativamente na biodegradabilidade e biotoxicidade, pois sua presença pode favorecer
a migração do óleo para a matriz do solo (WEISSENFELS et al., 1992).
O estudo realizado por CRAPEZ et al. (1997) sobre os efeitos agudo e crônico de
concentrações de 5, 10 e 15 mM de benzeno, tolueno e xileno (BTX), nas comunidades
bacterianas de sedimento de praias na Baía de Guanabara mostrou que sob o impacto
crônico ocorreu especialização e bioamplificação de biomassa hidrocarbonoclástica, que
passou a degradar os aromáticos na concentração de 15mM.
Entretanto a presença de grande concentração de matéria orgânica nos sedimentos
inibe ou retarda a degradação bacteriana de componentes do petróleo quando adicionados
de maneira isolada e combinada aos sedimentos; devido a sua capacidade de fornecer as
fontes de carbono e de energia a população bacteriana.
O estudo da utilização do óleo cru como fonte de energia para o crescimento de
populações bacterianas sugeriu, como resultado da análise cromatográfica liquida do
28
resíduo de óleo após o crescimento da mistura mesofílica, que a fração aromática está
sujeita a ataque microbiológico (JOBSON et al., 1972) tendo, como primeira evidência de
atividade bacteriana em óleo cru detectada, uma rápida e extensa emulsificação do óleo
seguido por um aumento da gravidade especifica para um nível mais alto do que o médio
considerado pelo autor.
O uso, com sucesso de “coquetéis bacterianos” em ações emergenciais de
vazamentos acidentais de óleo dependerão em parte, da mistura existente composta de
microorganismos capazes de utilização do óleo de baixa qualidade nutricional do derrame
(VAN DER LINDEN et al., 1965).
A biodegradação de tensoativos foi abordada extensivamente por SWISHER
(1987), principalmente no que tange a métodos analíticos, estrutura química, testes e rotas
metabólicas de biodegradação. Este autor menciona que a biodegradação pode ser definida
como sendo a destruição de compostos químicos pela ação de um organismo vivo ou ainda
de uma maneira mais precisa, a biodegradação pode ser encarada como sendo o
metabolismo de uma espécie química orgânica, fonte de energia e de moléculas de
carbono, ocasionado por um microorganismo heterotrófico (bactérias e fungos) com o
objetivo de formar massas microbianas inorgânicas e orgânicas, tais como CO2 e metano.
Mais especificamente para tensoativos e considerando que estes produtos
possuem características estruturais que permitem a diminuição da tensão superficial ou
tensão interfacial, o Comitê de Biodegradabilidade do Water Pollution Control Federation
(WPCF) define a biodegradação primária como “aquela que ocorre quando a molécula foi
oxidada ou alterada pela ação de uma bactéria de uma maneira que tenha perdido as suas
características de tensoativo ou que não mais responda a procedimentos analíticos
específicos para a detecção do tensoativo original”. Este processo se faz rapidamente na
maioria dos casos. Diversas bactérias especializadas são capazes de metabolizar
tensoativos.
3. 4. Impactos em sistema de manguezal
Um dos mais sérios impactos no meio ambiente na questão dos derrames é a
alteração direta do fluxo e transferência de energia por bioacúmulo de contaminantes
através dos níveis da cadeia alimentar.
29
O acúmulo de metabólitos durante a transferência trófica indica o potencial do
movimento através da cadeia alimentar aquática. Conseqüentemente o aumento no
bioacúmulo e na ativação dos compostos no fitoplancton pode aumentar a transferência dos
HPAs a níveis tróficos mais altos (WOLFE et al., 2001). Sob estes aspectos os manguezais
são extremamente importantes já que são áreas de procriação e alimentação de espécies
endêmicas e migratórias.
Além disto os fatores únicos do sistema de manguezal, como alta produtividade
primária, abundância de detritos, riqueza de carbono orgânico, condições anóxicas e
redutoras do sedimento favorecem a retenção e o acúmulo de HPAs (KE et al., 2002).
Alguns componentes ou frações do petróleo além de atuarem como barreira que diminui o
intercâmbio de gases, possuem propriedades tóxicas as quais podem ser nocivas às raízes
ou à comunidade microbiana do solo (BAKER et al., 1993).
A vulnerabilidade do sistema de mangue ao petróleo reside em dois aspectos,
ambos únicos deste ecossistema – existência de um sistema de raízes aéreas e
permeabilidade do solo do mangue ao petróleo. Dentre as fisiografias dos manguezais, os
bosques de borda e isolados são os mais vulneráveis à contaminação. Neste tipo de
ambiente as raízes são extremamente abundantes e podem reter grandes quantidades de
óleo. As raízes do mangue são altamente adaptadas para solos anaeróbicos, emergindo
acima da superfície como raízes escora aéreas (mangue vermelho) ou pneumatóforos
(mangue preto). As superfícies destas estruturas são marcadas por pequenos e numerosos
poros denominados lenticelas, através dos quais o oxigênio circula dentro do sistema
radicular.
Este sistema de raízes aéreas é uma adaptação notável para um ambiente
anaeróbico, porém nele está também o “calcanhar de Aquiles” do mangue durante um
derrame; as raízes aéreas são altamente suscetíveis ao impacto por óleo, sofrendo o
fechamento das lenticelas e passagens de ar interiores, eventualmente sufocando o sistema
respiratório.
A resposta inicial do mangue, logo ao ser submetido a um forte recobrimento por
petróleo é a desfolhação. Esta pode ser parcial ou total dependendo do grau de retenção do
óleo nas raízes e no substrato. Imediatamente a um derrame de petróleo do tipo “Bunker”
como o que penetrou em um mangue de franja a oeste de Porto Rico, ocorre a perda de
biomassa foliar, que em porto Rico foi de 50% em 43 dias e 90% ao longo de 85 dias
(CINTRÓN et al., 1981). Neste acidente, a perda do dossel foi irreversível nas árvores de
Rhizophora mangle, nas áreas marginais onde as árvores foram submetidas a quantidades
30
subletais, a desfolhação foi parcial, porém as folhas novas eram menores e com alta
freqüência de deformações; por fim somados a estes efeitos observa-se o aumento do
número de raízes aéreas, geração de frutos deformados e decréscimo na produção de
serapilheira (CINTRÓN et al., 1983).
Tem sido sugerido que os diferentes tipos fisiográficos apresentam diferentes
suscetibilidades à contaminação por petróleo (LUGO et al., 1980). Estes autores citam o
exemplo de alguns bosques ribeirinhos que podem ser menos vulneráveis ao impacto por
derrames em águas costeiras adjacentes, já que os fluxos superficiais de água doce
dificultam a penetração do óleo no estuário. Além disto, na face externa do mangue a
energia das ondas pode ajudar a limpar as superfícies das raízes; por esta razão é freqüente
que a desfolhação ocorra somente na parte interior da borda podendo alcançar a totalidade
da área atingida.
As folhas parecem ser particularmente sensíveis ao contato direto com o óleo,
possivelmente porque os tricomas da superfície inferior das folhas são danificados,
resultando na disrupção da capacidade das plantas em regular a perda de água através de
seus estômatos, causando conseqüente definhamento e dessecação.
Mesmo em mangues extremamente impactados, a sensibilidade ao derrame difere
devido às condições específicas como densidade das raízes aéreas e textura do sedimento.
Em circunstâncias de baixa densidade de raízes aéreas e granulometria média de areia, o
mangue sobrevive, em condições inversas, ocorre a morte do mangue (DICKS, 1986).
Um outro problema que fragiliza este sistema costeiro é a permeabilidade às
transferências de matéria do continente e vice-versa. Mangues são o equivalente tropical
dos pântanos salgados de regiões temperadas e compartilham muitos dos recursos físicos
que fazem dos pântanos salgados altamente sensíveis a impactos por óleo tais como baixa
energia de maré, presença de inúmeros pequenos canais e sedimentos finos (CHAPMAN,
1976). Seus sedimentos altamente enriquecidos de detritos finos e orgânicos aumentam
especialmente a suscetibilidade ao armadilhamento de óleo.
Sedimentos de mangue são predominantemente anaeróbicos compreendendo
lodos ricos em sulfetos, porém em geral a menos de 1 cm da superfície o ambiente é
aeróbico. Estudos sobre aeração forçada mostraram que a zona de oxigenação na floresta
de Rhizophora está a uma profundidade média de aproximadamente 1,9 mm e assim a
maior parte da área de mangue é anóxica abaixo de 1-2 mm (RAMSAY, 2000).
31
Não existe, hoje em dia, técnica conhecida que permita limpar ou remover o
petróleo das áreas de mangue. Uma vez que o petróleo penetra no sedimento do mangue,
pode aí permanecer por períodos prolongados. Em 1980, quantidades residuais de petróleo
ainda impregnavam sedimentos da Baia Súcia, a sudoeste de Porto Rico contaminada por
derrame em 1973 (CINTRÓN et al.,1981).
Em locais de maior energia, o petróleo pode ser lavado por ação das ondas e da
maré e pode ocorrer uma recuperação mais acelerada. O fluxo de maré tem se mostrado
efetivo na remoção de quantidades substanciais de óleo dos mangues, lavando ou diluindo
a cobertura de óleo existente na superfície de folhas.
Apesar de bastante comum, o estabelecimento de plântulas de Rhizophora
diretamente após um derrame não é indício de recuperação. A plântula de Rhizophora é
muito tolerante a tensores, porém esta tolerância se reduz de acordo com o
desenvolvimento da planta e depende do ambiente externo. A independência destas plantas
se deve à grande quantidade de alimento armazenado e à lentidão de seu crescimento
inicial. Esta característica de que há um constante aumento no número de plântulas novas
pode dar a ilusão de uma recuperação rápida; entretanto estas plântulas morrem quando
ocorre um bloqueio de seu desenvolvimento normal face à quantidade residual de óleo
presente no meio. (CINTRÓN et al., 1983).
3. 5. Impactos nos organismos
A
interação
entre
hidrocarbonetos
de
petróleo
e
a
fração
a
nível
cromossomial/genético celular é um campo de pesquisa relativamente novo. Sabe-se que
os hidrocarbonetos polinucleares podem se ligar a ácidos nucléicos, e de outras maneiras
podem perturbar os processos meióticos e mitóticos normais, resultando em anormalidades
no desenvolvimento. Alguns hidrocarbonetos do petróleo apresentam potencial
histopatológico e/ou mutagênico. A formação do tumor em uma escala dos organismos foi
relacionada à exposição ao óleo em diversas ocasiões, embora tal relacionamento não fosse
corroborado por amostragem de campo (BINGHAM et al., 1979). Similarmente,
características patológicas como a erosão da nadadeira nos peixes bentônicos parece ser
32
mais do que coincidentes com derrames, sendo registradas para alguns derramamentos ou
locais de poluição crônicos (ANDERSON et al., 1978).
Organismos aquáticos metabolizam xenobióticos orgânicos na fase metabólica em
que produzem espécies reativas ao oxigênio (ROS). O mecanismo de toxicidade dos
xenobióticos orgânicos é confirmado em parte pela produção das ROS. As ROS são
moléculas altamente reativas que podem danificar componentes de célula incluindo o
DNA, proteínas e membranas, causando um fenômeno conhecido como estresse oxidativo
(DAVIES, 1995); estão envolvidas na morte de microorganismos invasores, como
bactérias e leveduras e de células tumorais além da partenogênese de diversas desordens
como câncer e arteriosclerose. As células possuem um complexo sistema de defesa para
protegerem-se das ROS, incluindo captadores não-enzimáticos e as principais enzimas
antioxidantes de catálise, superoxido dismutase (SOD) e glutationa peroxidase (GPX).
A carga contaminante acumulada está sujeita às variações sazonais e é maior no
inverno do que no verão, além disto diferentes organismos acumulam HPAs de diferentes
dimensões de estrutura carbônica, desta forma invertebrados acumulam HPAs de 4 anéis e
caranguejos HPAs de 3 anéis (ORBEA, 2002).
Quanto aos processos como a respiração, a fotossíntese, a produção do ATP, a
assimilação do carbono e a formação dos lipídeos, são conhecidos por serem afetados por
hidrocarbonetos simples, tal como o naftaleno (DAVIS et al., 1993). De fato, desconhecese o mecanismo de transferência dos hidrocarbonetos, se ativo ou passivo, e se envolve
componente lipídico da membrana celular ou entre células de alguma outra maneira. A
porção lipídica das membranas celulares talvez contribua no transporte lipofílico do
hidrocarboneto através da membrana celular. (MOODY & CHU, 1995).
3. 5. 1. Efeitos nos peixes
Segundo D'ADAMO (1997) os peixes podem ser afetados diretamente pelo
petróleo, seja pela ingestão direta do óleo ou da presa contaminada, seja pela filtragem de
compostos dissolvidos do petróleo pelas brânquias ou pela epiderme, seja através das
mudanças no seu ambiente. O autor afirma também que efeitos podem ser vistos nos ovos
e na sobrevivência larval.
33
Os efeitos do óleo em peixes são pouco conhecidos devido às dificuldades de se
desenvolver estudos de monitoramento dos indivíduos em seu habitat, entretanto o impacto
potencial do óleo derramado em populações tem estimulado muitos estudos (e.g.
ROSENTHAL & ALDERDICE, 1976) a determinar os efeitos letais e subletais destes
impactos nestas populações.
Os estresses naturais podem predispor os peixes ao aumento da sensibilidade à
toxicidade do hidrocarboneto. Concentrações elevadas de óleo da Baía de Prudhoe bem
como de benzeno, eram duas vezes mais tóxicas a diversas espécies do salmonideo na água
do mar do que na água doce em seu estágio de ciclo de vida migratório para o mar.
(MOLES et al., 1979). Espécies eurialinas são menos tolerantes ao naftaleno do que os
peixes expostos em água do mar diluída (LEVITAN & TAYLOR, 1979).
A temperatura como uma variável natural torna-se importante com relação à
poluição do hidrocarboneto, afetando sua toxicidade e conseqüentemente afetando a
persistência dos hidrocarbonetos na água e por imposição fisiológica ocasionando estresse
nos peixes em ambas as extremidades da escala de temperatura. A interação deste estresse
pode ser complexa e severa.
Os peixes podem ser mais sensíveis a curto prazo do que os invertebrados, a
exposições agudas, requerendo relativamente menores períodos de exposição para absorver
quantidades letais dos hidrocarbonetos. Devido à variação de sensibilidade dos peixes ao
óleo, espécies pelágicas parecem ser mais tolerantes do que as espécies bentônicas, entre as
quais os peixes que habitam áreas entremarés parecerem ser os mais tolerantes (RICE et
al., 1979). As espécies bentônicas são de interesse especial devido à sua associação com
sedimentos ao longo da vida, os quais são conhecidos por se tornarem armadilhas do
hidrocarbono no evento do derramamento do óleo.
A época mais vulnerável do ciclo de vida dos peixes ao estresse ambiental e/ou
poluição ocorre provavelmente durante o desenvolvimento do embrião, na fase de prégastrulação, e particularmente da transição larval às fontes exógenas do alimento
(ROSENTHAL & ALDERDICE, 1976). Existem diversos estudos sobre vulnerabilidade
dos gametas, desenvolvimento de ovos, de larvas, de juvenis, e de peixes adultos; alguns
estágios dos ovos e a maioria de estágios das larvas são provavelmente mais vulneráveis ao
óleo do que os juvenis e adultos.
Respostas típicas das larvas de peixes às concentrações tóxicas do petróleo
incluem um rápido aumento de atividade metabólica, seguido por sua redução, contrações
34
esporádicas, narcose, e finalmente morte. Os efeitos morfológicos e fisiológicos incluem
deformação da medula espinhal, destruição do tecido, e redução do crescimento (GILES et
al., 1978).
Embora os peixes possam acumular hidrocarbonetos do alimento contaminado,
não há nenhuma evidência de biomagnificação nos peixes, que apresentam a capacidade de
metabolizar hidrocarbonetos e excretar tanto metabólitos quanto hidrocarbonos originais
pelas guelras e pelo fígado. Existem evidências de que os metabólitos podem persistir nos
tecidos por mais tempo do que hidrocarbonetos de origem, mas sua toxicidade é
desconhecida. (D'ADAMO, 1997).
Muitos efeitos subletais do óleo em peixes são sintomáticos do estresse e podem
ser transitórios, contudo outros podem persistir por muito tempo, entretanto podem ser
somente ligeiramente debilitantes (MONTEIRO et al., 2000). De toda a forma a
recuperação requer alguma energia, então estes efeitos subletais podem finalmente resultar
no aumento da vulnerabilidade a outras doenças ou na diminuição do crescimento e do
sucesso reprodutivo, mesmo que o indivíduo possa continuar a viver por algum tempo.
Recentemente, atenção tem sido dispensada à disrupção endócrina na reprodução
de peixes por poluentes químicos. Disruptores endócrinos são substâncias endócrinas que
causam efeitos adversos à saúde de organismos saudáveis ou em sua prole,
conseqüentemente com mudanças na função endócrina, podem exercer seus efeitos em
uma variedade de pontos no eixo hipotálamo-pituitária-gônada pela alteração de funções
endócrinas reprodutivas (MONTEIRO, 2000).
A interrupção do fluxo da produção hormonal pode ser induzida por xenobióticos
em vários níveis do sistema endócrino de vertebrados e talvez ocorra por diversos
caminhos, incluindo interações com uma variedade de ligações de globulina, fatores de
crescimento, diferentes sistemas receptores, e/ou enzimas esteroidogênicas (MONTEIRO,
2000).
Diversos estudos indicaram uma correlação entre o estresse, a exposição ao
hidrocarboneto e o aumento da vulnerabilidade a doenças.
Aumento da erosão de nadadeiras ou o seu apodrecimento, redução da flora
bacteriana externa e redução na taxa de regeneração do tecido ocorreram associadas à
exposição aos hidrocarbonos (FINGERMAN, 1980). Parece também existir algum
relacionamento, embora mal compreendido, entre a exposição a hidrocarboneto e o
35
parasitismo. Salmões juvenis infestados com parasitas se mostraram mais sensíveis ao
óleo, tolueno, e ao naftaleno do que peixes não infestados (MOLES, 1980).
Os níveis baixos da contaminação do óleo (menos de 1 ppm) podem também
afetar a habilidade dos indivíduos de se reproduzir, causando a má formação das gônadas
ou dos gametas ou simplesmente diminuindo a energia dispendida no crescimento. Além
disto, a exposição de peixes adultos durante a maturação das gônadas pode resultar na
redução da sobrevivência das larvas eclodidas (MONTEIRO, 2000).
O comportamento evasivo dos peixes no ambiente, em relação aos
hidrocarbonetos é difícil de se estabelecer, entretanto quando peixes-rei integrantes da
família Atherinidae do Atlântico foram expostos ao óleo cru, sofreram alterações em seu
comportamento normal, possivelmente porque os órgãos olfativos e as linhas laterais do
peixe foram obstruídos ou danificados (NRC, 1985). Por outro lado, o apelo à presa fácil
pode atrair peixes a uma área impactada. Assim outros fatores no hábito da vida dos peixes
podem sobrepujar sua cautela na aproximação a águas impactadas.
3. 5. 2. Efeitos nos estoques
O óleo interfere ou afeta o estoque pesqueiro de diversas maneiras. Alguns peixes
tornam-se contaminados com a ingestão do óleo ou através do contato com óleo ou
material oleado (HOLMES, 1995).
O impacto direto no estoque pesqueiro não foi observado, se consideradas as
estatísticas de captura dos peixes relacionando-as a acidentes.
Segundo LAEVASTU et al. (1985), existem fatores que dificultam a detecção do
impacto nos estoques pesqueiros. Primeiramente, há grandes variações no recrutamento
dos peixes que são causadas tanto por fatores ambientais naturais como pela sobrepesca
que podem afetar o tamanho do estoque original. Seria conseqüentemente muito difícil
avaliar quantitativamente o impacto de um derramamento do óleo nas populações que já
possuem grandes e imprevisíveis mudanças de tamanho no ano padrão. O segundo fator é
que os peixes parecem ter a habilidade de mover-se lateralmente afastando-se de uma área
impactada ou movendo-se para uma profundidade maior, devido a esta capacidade as
mortandades maciças dos peixes durante derramamento do óleo provavelmente não
36
ocorram. Algumas mortandades têm sido observadas em um número de derramamentos,
mas geralmente somente em áreas limitadas, e também não em grandes quantidades.
Os ovos e os estágios larvais encontrados nas águas superficiais apresentam
capacidade de locomoção limitada estando mais vulneráveis do que os adultos, por isto são
mais atingidos durante derramamentos. Entretanto, tais mortes são extremamente difíceis
de documentar, simplesmente porque estes estágios frágeis da vida são difíceis de
amostrar, já que ao morrerem na coluna da água se decompõem em poucas horas se
tornando tecido não identificável (SINCLAIR, 1980).
A rota precisa da entrada das substâncias contaminantes é incerta, mas inclui
provavelmente os processos respiratórios e alimentar. Pouco é sabido das substâncias reais
responsáveis pela contaminação da carne de peixes. Segundo WHITTLE (1978) nenhuma
identificação das substâncias no óleo cru e de seus destilados existe que combine
exatamente o perfil da contaminação com produtos de peixes contaminados, mas sugere-se
que componentes como hidrocarbonetos aromáticos, benzenos e naftalenos, ácidos
naftênicos, compostos organosulfúricos e olefinas estão envolvidos. Os representantes
destes compostos foram todos identificados em produtos marinhos contaminados (LAKE
& HERSHNER, 1977; OGATA et al., 1977).
3. 5. 3. Efeitos nos organismos bentônicos e intertidais
Diversos trabalhos sobre os efeitos do óleo nos macroinvertebrados têm sido
realizados, principalmente em espécies intertidais1, dos pontos de vista fisiológico e da
população. É também neste grupo dos organismos que ocorreram os maiores avanços na
tentativa de determinar mais precisamente os relacionamentos entre a concentração de
hidrocarbonetos, o tempo de exposição e as respostas tóxicas, principalmente por que uma
descrição dos efeitos sem menção destes relacionamentos é de pouco valor. As espécies
intertidais foram escolhidas por serem vítimas óbvias de derramamentos do óleo, além de
diversas serem de importância econômica, e outras tantas se adequarem bem aos objetivos
experimentais do laboratório.
1
É a zona compreendida entre o nível da maré baixa e da ação das ondas na maré alta. Pode ser dividida em
zona intertidal maior (backshore) e zona intertidal menor (foreshore)" (Guerra, 1978).
37
Os invertebrados intertidais, embora altamente vulneráveis ao óleo, podem exibir
uma tolerância ligeiramente maior aos hidrocarbonetos do petróleo do que as espécies
bentônicas ou pelágicas (RICE, 1979). Também, estágios juvenis e larvais tendem a ser
mais sensíveis do que na fase adulta (KUHNHOLD et al., 1978; GUNTHER et al., 1999).
As espécies sésseis tais como cracas são presas fáceis ao sufocamento por óleos
mais pesados, e os invertebrados mais móveis ficam imobilizados e assim mais suscetíveis
aos efeitos tóxicos dos hidrocarbonetos ou à predação.
Depois do derramamento do petroleiro “Bunker” C em Porto Rico, caranguejos
arborícolas foram encontrados presos às raízes do mangue pelo óleo ressecado
(GUNDLACH et al., 1979).
As espécies intertidais são expostas também aos componentes voláteis do petróleo
derramado. Estudos de laboratório mostraram que tais voláteis também narcotizam
imediatamente Littorina sp (STRAUGHAN, 1979), tornando-a suscetível à lavagem da
faixa intertidal do costão e conseqüentemente presa fácil ao ser levada para a coluna
d’água.
Os organismos bentônicos que vivem nas faixas infralitorais também não estão
salvos do impacto do óleo, apesar de estarem protegidos por uma coluna sobrejacente
d’água. Com a mistura dos hidrocarbonetos através da coluna d’água, o impacto pode ser
sentido no infralitoral, como ocorrido durante o derrame do Amoco Cadiz em 1978 em que
numerosas ostras e ouriços do mar morreram durante as primeiras semanas que se
seguiram ao derramamento (HESS, 1978).
Em um estudo contínuo de um ano, foi monitorado o desaparecimento de uma
espécie bentônica de anfípoda do norte da Bretanha, correlacionando-o com o aumento dos
níveis de hidrocarboneto nos sedimentos bentônicos em profundidades superiores a 30 m
(BESLIER et al., 1980). Em contraste, bentos encontrados na baía de Chedabucto - Nova
Escócia, quando do acidente com o navio tanque “Arrow” foram contaminados, mas
aparentemente, não afetados (ANON, 1970).
Estudos dos impactos em larga escala do óleo ou dos seus componentes têm sido
realizados com invertebrados comuns bentônicos tais como ostras, ocasionando efeitos
como morte por sufocamento, morte a longo prazo, alteração da composição etária da
população, alteração nas taxas metabólicas e de alimentação, redução da taxa de filtração e
da taxa de assimilação do carbono, redução do índice de condição de sobrevivência e dos
38
níveis de aminoácidos nos tecidos, mudanças na estrutura do tecido, limitação no
crescimento e alteração na formação da carapaça (LIVINGSTON, 1984).
A sobrevivência improvável de alguns macroinvertebrados bentônicos em
sedimentos altamente impactados tem sido observada tanto em locais do derramamento
como em estudos experimentais (e.g. GORDON et al., 1978). Segundo ANDERSON
(1978) este fenômeno é agora inteiramente compreendido e exige a consideração de alguns
aspectos. Primeiramente, o autor coloca que os componentes de baixo peso molecular
muito tóxicos raramente perduram em sedimentos altamente impactados.
Em segundo lugar, os hábitos alimentares de alguns destes invertebrados podem
impossibilitar a filtragem direta dos sedimentos contaminados porque se alimentam
preferivelmente em águas menos contaminadas na superfície dos sedimentos
(ANDERSON, 1978; MEADOR et al., 1995).
Por fim, os estágios adultos mostram geralmente uma resistência relativa aos
efeitos tóxicos dos hidrocarbonetos. Outra possibilidade que explicaria a presença de
macroinvertebrados após um derrame é a entrada de organismos maduros em áreas
impactadas provenientes de populações saudáveis já que há uma ampla evidência de que o
óleo e os derramamentos do óleo podem perturbar populações inteiras de invertebrados.
Diversos estudos afirmam que efeitos subletais são observados em todos os
organismos expostos (e.g . LEWIS, 2000; INGERSOLL et al., 1997), variando desde
alterações na respiração, crescimento, reprodução, chegando a alterar o comportamento
dos processos mais específicos, tais como calcificação, muda, sistemas de transporte iônico
e função enzimática (LAKE et al., 1990).
Estes e outros efeitos, ainda não observados nos moluscos de carapaça mole, são
encontrados também em outros invertebrados expostos ao óleo ou às frações do óleo.
Soma-se aos já citados; efeitos a níveis subcelulares tais como alteração genética e
perturbações a longo prazo na população e a níveis de comunidade (ELMGREN et al.,
1981).
Seis anos após o derramamento no Porto Wild, um estudo mostrou uma maior
variação dos padrões de isoenzimas em uma população dos caracóis Urosalpinx cinera, do
que a freqüência encontrada em populações não impactadas (COLE, 1978) incluindo um
desequilíbrio persistente em padrões genéticos. A inibição do recrutamento a longo prazo e
as baixas densidades populacionais do caranguejo do pântano Uca pugnax ocorreram oito
anos após acidente (KREBS & BURNS, 1977).
39
3. 5. 4. Rotas de eliminação
Quanto à eliminação de contaminantes, poucos estudos têm sido desenvolvidos,
entretanto é possível que a rota de excreção possa ser mais influenciável nos casos onde o
sedimento é a fonte alimentar principal por que a concentração na água pode ser maior
devido à adsorção de partículas reduzindo assim a atividade química entre o organismo e o
meio.
Cogita-se que o aumento da eliminação dos contaminantes adsorvidos pelos
organismos incapazes de formar membranas peritróficas como no caso das oligoquetas,
durante o processo de eliminação do sedimento ingerido, é resultado da simples absorção
do material passado pelos intestinos. A rota de excreção do sedimento (LOTUFO et al.,
2002) foi estudada por ser particularmente relevante para Diporeia spp visto que estes
anfípodas não podem mensurávelmente biotransformar HPAs ou outro contaminante não
polar em formas que possam ser mais solúveis em água e assim mais prontamente
eliminadas na fase aquosa.
Nos peixes, segundo este mesmo autor, a rota de eliminação, quando a
contaminação acontece em águas não contaminadas, é geralmente dirigida pela perda de
compostos (particularmente compostos neutros) através das guelras. Quando o organismo
está ou se aproxima de um estado de equilíbrio com a água circundante, a eliminação se dá
através da urina ou bílis e subseqüentemente através das fezes. LOTUFO (2002) sugeriu
ainda, que a eliminação através da urina e bílis geralmente requer que o composto sofra
uma biotransformação e concluiu que substratos sólidos ingeridos influenciam o processo
de eliminação pelo controle do nível de atividade química entre o organismo e a água.
Nenhum organismo marinho mostrou-se capaz de ativamente eliminar
hidrocarbonetos de petróleo de seus tecidos, seja ele planta ou animal (HISCOCK et al.,
1998). De fato, toda a biota marinha parece ser prontamente permeável aos
hidrocarbonetos, e prontamente acumuladora seja diretamente da coluna da água, pelos
poros ou ainda através da ingestão.
Segundo CLARK (1998) diferentes espécies apresentam diferentes capacidades
de metabolização de HPAs, entretanto esta capacidade pode mudar dentro de cada
indivíduo em conseqüência da exposição aos HPAs, ou em estágios diferentes da vida. As
40
taxas de metabolização de HPAs são menores em invertebrados do que em peixes. Em
geral, os HPAs apresentam pouca tendência de se biomagnificar na cadeia alimentar apesar
de sua alta solubilidade lipídica. Esta situação é cogitada de ocorrer porque a maioria dos
organismos metaboliza e excreta rapidamente compostos de HPA.
3. 5. 5. Impacto em comunidades bentônicas e intertidais
Os danos causados pelo óleo podem ser extensos e catastróficos, afetando diversas
centenas de quilômetros de linha de costa. Comunidades inteiras são impactadas ou
eliminadas, entretanto com o tempo, tais comunidades se recuperam. O tempo da
recuperação varia, dependendo do grau do impacto, das condições físicas do ecossistema, e
da natureza da comunidade. A recuperação a condições próximas às anteriores ao derrame
começa em um período de meses e a aparência geral das condições anteriores ao derrame
retornará dentro de um ano ou dois (BALLOU et al., 1987). Entretanto, haverá
bolsões ou ‘pontos quentes’ de “oleamento” particularmente pesados onde resíduos do
impacto podem persistir por 15 anos ou mais (BAKER et al., 1990; BAKER et al.,
1993; SUCHANEK 1993; OWENS et al., 1994).
O item ‘recuperação às condições pré-derrame’ tem sido assunto de discussão,
particularmente porque se relaciona diretamente à avaliação do impacto do derramamento.
A noção de condição ‘pré-derrame’, naturalmente, implica o retorno às funções e à
estrutura do ecossistema existente antes do derramamento. Na realidade, ‘recuperação às
condições pré-derrame’ não é nem provável nem possível, porque os ecossistemas e as
comunidades são formações dinâmicas, submetendo-se sempre à mudança e aos ciclos de
composição (ODUM & JOHANNES, 1975).
Uma comunidade costeira ou uma formação bentônica nunca são estáticas e sua
composição sofre diversas alterações ao longo dos anos. Conseqüentemente, o melhor que
se pode esperar é um retorno à composição próxima do normal da comunidade, em termos
de biomassa, da diversidade de espécies e de seus ciclos característicos nesse ambiente
particular. A recuperação pode ser assim apenas razoavelmente direcionada pela
comparação com o que ocorreria em um ecossistema saudável, mas por outro lado similar
no mesmo período de tempo. Dependendo do grau de impacto, o processo da recuperação
prosseguirá com uma série de flutuações, eventualmente retornando a alguma estabilidade.
41
3. 5. 6. Efeitos na saúde humana
Há décadas vem sendo indicado por pesquisadores que os hidrocarbonetos do
petróleo que se incorporam ao ambiente marinho podem constituir um perigo de saúde aos
seres humanos (e.g. IARC, 1987; ATSDR, 1995), tais observações têm sido corroboradas
pelos diversos acidentes marítimos principalmente de transporte e de produção nos últimos
anos.
A maioria dos efeitos dos compostos de petróleo na saúde humana são
desconhecidos, até porque a maior parte dos estudos disponíveis sobre a toxicidade de
óleos crus e de compostos naturais é realizado em animais e não em seres humanos.
Entretanto, grande parte dos resultados com estudos animais servem como modelos para
situações humanas, e os dados obtidos têm implicações para respostas humanas.
Contudo já há um consenso de que as conseqüências para a população humana de
tais acidentes podem ser traduzidas em efeitos agudos ou crônicos. Grupos de limpeza,
membros da comunidade científica investigadora e residentes de áreas litorâneas onde
ocorrem os derramamentos, podem estar sujeitos às exposições agudas; nestes casos, a
absorção humana pode ocorrer por inalação, contato pela pele, ou até pela ingestão do
petróleo ou de seus produtos refinados. Outras formas de acúmulo resultantes da exposição
crônica não ocupacional podem ocorrer pela transferência de hidrocarbonetos
potencialmente prejudiciais através do consumo de frutos do mar contaminados, incluindo
a indução do câncer, se realizado por um longo período de tempo (COOPER et al., 1991).
Esta ingestão direta de uma variedade de destilados do petróleo causará um diverso
número de sintomas de intoxicação.
Os órgãos e sistemas afetados incluem o pulmão, o trato gastro-intestinal, o
fígado, rins, o sistema nervoso central (SNC) e o sistema hematopoiético (ZIESERL, 1979;
VAZIRI et al., 1980; POKLIS & BURKETT, 1977). Os sintomas do SNC são fraqueza,
letargia, tonteiras, convulsões generalizadas, e coma. Um risco maior da toxicidade aguda
para o SNC está associado aos produtos de petróleo refinados que têm maiores
concentrações de hidrocarbonetos aromáticos voláteis.
42
A complicação sintomática do aparelho respiratório é mais comum, levando ao
aparecimento de câncer ou diretamente à morte como resultado da aspiração de materiais
inalados pelos pulmões conforme sua quantidade (NESNOW et al., 1998). O
conhecimento da resposta humana à exposição aguda vem primeiramente dos estudos com
gasolina e solventes contendo benzeno.
Para a toxicidade aguda da gasolina em seres humanos (POKLIS & BURKETT,
1977), após exposições de trinta a sessenta minutos a 500 -1.000 ppm de vapor da gasolina
as respostas foram: irritação nos olhos, no nariz e garganta além de tonteiras. As
exposições a concentrações mais elevadas para os mesmos períodos de tempo resultaram
em graus variáveis de náusea, de dor de cabeça, de perda de sensibilidade e desfalecimento
que ocorreu em todos os pacientes expostos a 10.000 ppm, por um período de 4 a 10
minutos. As toxicidades agudas de uma série de outros produtos de hidrocarbonetos do
petróleo foram descritas também a partir de estudos de inalação tanto com pacientes
humanos quanto com animais.
Do ponto de vista da saúde humana, o volátil hidrocarboneto aromático benzeno
ocupa posição principal como cancerígeno. Normalmente o índice do benzeno nos
combustíveis varia desde 0,1% em alguns óleos crus a uma taxa de 16% em alguns
produtos refinados (SMITH et al., 1981) e sua toxicidade aguda pode ser induzida muito
rapidamente através da exposição por inalação.
O mais proeminente efeito é o estímulo ao SNC seguido de depressão e de falha
respiratória (LEONG apud LASKIN et al., 1977). As exposições subagudas e crônicas tão
baixas como 44 ppm podem induzir a uma seqüência de alterações do tecido de formação
das células sangüíneas (hematopoiético).
Evidências clínicas que a leucemia hiperplástica da medula está associada com a
exposição ao benzeno foram confirmadas por um estudo clínico do pessoal de limpeza de
tanques exposto cronicamente aos vapores do petróleo (HOGSTEDT et al., 1981; SRÁM,
1996), que apontou um relacionamento entre exposição aos vapores e aberrações
cromossomiais em camadas da medula óssea; por isto o volume limítrofe de exposição ao
benzeno, em caso de ocupação profissional, foi regulamentado em aproximadamente 10
ppm.
43
3. 5. 7. Exposição humana durante derramamentos
A exposição dos trabalhadores é aumentada por névoas e por aerossóis originados
da projeção de alta pressão da água e do vapor durante as várias fases da operação de
limpeza (MENEZ et al., 1978). Tais atividades contribuíram para o aumento do contato
dérmico e mesmo pela ingestão de pequenas quantidades de petróleo pelo pessoal da
limpeza.
Entre os sintomas relatados por trabalhadores e os habitantes litorâneos, bem
como por alguns dos grupos científicos que estudam aspectos do derramamento, estão
dores de cabeça, tonteiras, náuseas, sensação de embriaguez, vômitos, e dores abdominais
(NESNOW, 1998). Os trabalhadores que têm contato direto com o óleo relatam também
irritações de pele e eritema (vermelhidão) nas mãos e nos membros.
Por ocasião do acidente do Amoco Cadiz, testes bioquímicos das amostras de
sangue do pessoal da limpeza com ao menos 15 dias de permanência na vizinhança do
impacto e dos habitantes da comunidade local não revelaram, entretanto mudanças
significativas na química do sangue ou na atividade enzimática (NRC, 1985).
Amostras atmosféricas coletadas próximas às atividades de limpeza revelaram a
presença de muitos hidrocarbonetos aromáticos e voláteis alifáticos (DOWTY et al.,
1981); entretanto as concentrações de benzeno, de tolueno e de alquibenzenos eram
substancialmente mais baixas do que aquelas medidas pelo autor para um centro urbano
próximo, o mesmo não acontecendo com os naftalenos, que eram substancialmente mais
elevados nas áreas impactadas.
Quanto à natureza dos hábitos pessoais, tais como fumar, variará a exposição a
HPAs e a benzo(a)pirenos consideravelmente, contudo, a rota via consumo de frutos do
mar parece não ser normalmente alta (TALASKA, 1996; SRÁM, 2000). Não há nenhuma
evidência epidemiológica do aparecimento de câncer humano via consumo de alimento
contaminado por HPAs. A preparação de frutos do mar por defumação ou grelha pode ser
um fator determinante em alguns casos isolados.
44
3. 6. Propriedades físico-químicas e comportamentais do petróleo no mar
O petróleo quando derramado no mar se espalha formando uma mancha, de
espessura variável, que se deslocará em função da velocidade e direção dos ventos e
correntes marinhas. A mancha em seu percurso em direção à costa ou ao alto mar sofrerá
uma série de processos, chamados processos intempéricos (Figura 1), que por sua vez, são
influenciados por outros fatores como o estado do mar e do clima, a presença de bactérias e
materiais particulados suspensos na água, e, principalmente, das propriedades físicoquímicas do óleo derramado (BURWOOD & SPEERS, 1974).
Conhecer as características físicas e químicas do óleo permite aos tomadores de
decisões dos planos de contingência preverem o comportamento e o destino da mancha.
Com isso, criam-se maiores probabilidades de serem adotadas medidas de resposta e
controle mais eficazes e em um espaço de tempo mais reduzido. Garante-se, também, um
volume maior de óleo recuperado, a minimização dos impactos ambientais causados e a
redução de operação.
Os óleos, quando derramados em ambientes marinhos, apresentam vários
comportamentos: inicialmente o óleo se espalha sobre a superfície da água formando uma
fina película, conhecida como mancha de óleo, a partir daí, essa mancha influenciada pelos
ventos e correntes, começa a se deslocar e o óleo passa a sofrer uma série de processos
naturais de depuração, como a evaporação, dissolução e advecção, dispersão, oxidação
fotoquímica, emulsificação água-em-óleo, degradação microbiológica, absorção por
materiais particulados suspensos, ingestão por organismos, afundamento e sedimentação
(BURWOOD & SPEERS, 1974).
45
Figura 1 - Ciclo do óleo no mar.
FONTE: Adaptado de BURWOOD & SPEERS, 1974
3. 6. 1. Espalhamento e deriva
O processo que mais afeta o comportamento do óleo durante as primeiras horas
após o derramamento é o espalhamento. Esse processo faz com que a mancha do óleo
derramado se expanda aumentando sua área e diminuindo sua espessura, garantindo assim,
maior transferência de massa por evaporação e dissolução (CHO et al., 1993).
O espalhamento possui três fases distintas: uma fase inicial onde o
espalhamento é controlado por forças de resistência tanto gravitacional (pressão
hidrostática) como inercial, caracterizada pela divisão clara entre uma região central
espessa e compacta e a outra, que envolve a primeira, muito maior e menos densa. Uma
fase intermediária onde a gravidade e forças de arrasto viscosas predominam (a gravidade
impulsiona o espalhamento e a viscosidade o retarda) e uma fase final na qual as forças de
46
tensão superficial são balanceadas por forças viscosas e que mostra um aumento da
mancha independentemente do volume inicial (GALT, 1981).
A deriva de uma mancha é a movimentação que o centro de massa sofre
durante um determinado intervalo de tempo e independe do processo de espalhamento e do
volume de óleo derramado. Tal movimentação ocorre na mesma direção e à mesma
velocidade que a superfície da água, é regida pela ação das correntes e marés e,
principalmente, pelos ventos superficiais (DELVIGNE, 1991).
Para períodos de 12 horas podemos assumir que apenas a ação do vento
influencia o movimento da mancha e por essa ação, as manchas tendem a formar grandes
tiras alinhadas paralelamente à sua direção (CHO, 1993; DEAN & DALRYMPLE, 1984).
A observação de tal fenômeno durante as operações dos planos de contingência auxilia o
processo de investigação feito pelas aeronaves de vigilância marítima que, com isso,
economizam tempo e recursos.
3. 6. 2. Evaporação
A evaporação é o processo de depuração mais importante entre as primeiras 24 e
28 horas após o derramamento em relação à transferência de massa, remoção das
substâncias mais tóxicas e eliminação de componentes de baixo peso molecular
(BEARMAN & OBASAJU, 1982). A perda por evaporação é controlada por uma série de
fatores, sendo os mais importantes: a composição e propriedades físicas do óleo; a área da
mancha e sua espessura; a velocidade do vento e o estado do mar; as temperaturas do ar e
do mar, e a intensidade da radiação solar (PARAS & KARABELAS, 1992; PLIMON,
1991).
Em conseqüência da remoção dos hidrocarbonetos leves através da evaporação, o
volume do óleo diminui e a sua toxicidade é reduzida. Mas em contrapartida, a sua
densidade e a sua viscosidade aumentam.
47
3. 6. 3. Dissolução
Embora não tenha muita importância em termos de balanço de massa, a
dissolução tem grande influência sobre as conseqüências biológicas no ambiente marinho.
Emissões em derramamentos abaixo da superfície provocam a dissolução de componentes
aromáticos de baixo peso molecular, que conforme se locomovem pela coluna d’água se
fracionam e são quase completamente removidos do óleo (WYATT, 1992). Em função
disso o processo de evaporação é retardado. A dissolução individualizada de compostos é
controlada pela concentração molar de cada um desses componentes na mancha, pelo
coeficiente de partição óleo/água e pelos coeficientes interfásicos de transferência de
massa (FAY, 1969; POPE et al., 1999).
3. 6. 4. Dispersão
A dispersão do óleo em pequenas gotículas é o processo natural de depuração
mais importante em relação à quebra da mancha e ao seu desaparecimento. Segundo
KUIPERS (1981), MICHOUKOV, (1997) e ZATSEPA (1992), a dispersão é o resultado
de três processos distintos: o processo de globulação, isto é, a formação de minúsculas
gotículas de óleo sob influência da turbulência superficial da água; o processo de
dispersão, ou seja, o espalhamento de gotículas de óleo como resultado da energia cinética,
fornecida pela turbulência da água e forças de empuxo e o processo de mistura das
gotículas de óleo na massa d’água.
A densidade e a viscosidade do óleo derramado também afetam a dispersão
natural. Quanto maior for a densidade do óleo, menor será a diferença entre o óleo e a
água, conseqüentemente, as gotículas de óleo se formarão com maior facilidade e assim a
globulação aumenta e a tendência das gotículas voltarem à superfície diminui, resultando
numa dispersão ao longo da coluna d’água.
48
3. 6. 5. Oxidação fotoquímica
A oxidação fotoquímica do petróleo é o processo químico através do qual ocorre
sua depuração devido à ação da radiação ultravioleta solar (fotólise), onde alguns
componentes químicos do petróleo se transformam em componentes polares através da
adição de oxigênio, aumentando a hidrossolubilidade dos hidrocarbonetos, tornando-os
mais facilmente degradáveis. Esta reação ocorre na interface ar/óleo, podendo ser
acelerada por um maior espalhamento (FAY, 1969). Contudo ainda segundo este autor, a
oxidação fotoquímica é um processo lento, já que além de haver pouca penetração de
oxigênio na mancha os hidrocarbonetos são pouco oxidáveis.
Este mesmo autor ainda discute que outros fatores podem condicionar a taxa de
oxidação do petróleo, tais como a espessura da mancha, a presença de sais minerais
dissolvidos na água, a composição do petróleo, a presença de metais como catalisadores do
processo, a limitação do comprimento de onda da radiação quando inferior a 400 nm e a
latitude do derrame.
A oxidação fotoquímica, ao transformar alguns componentes químicos do
petróleo em componentes polares, aumenta a fração de resinas e asfaltenos presentes em
menor escala no petróleo. Assim é provável que a oxidação fotoquímica seja
potencializada pela formação de emulsões, estas influenciadas pelo conteúdo em resinas e
asfaltenos no petróleo. Contudo a previsão do grau de foto-oxidação e a quantificação da
sua influência sobre a formação de emulsões são pouco conhecidas.
Em média um percentual em torno de 25% do óleo derramado evapora e no estado
gasoso, é quase certo de ser totalmente fotoxidado quimicamente pelo radical hidroxílico
•
OH em horas ou dias para CO, CO2, oxigenados orgânicos, aerossóis secundários, etc
(NICODEM et al., 1997).
O intemperismo do petróleo e derivados tem sido visto como ferramenta eficiente
na remoção de contaminantes em ambientes naturais (GUEDES, 1998) e vem sendo
reconhecido que o processo de depuração fotoquímica é tão ou mais importante que a
biodegradação em se tratando de regiões tropicais, já que tais processos impedem a
reentrada do óleo no mar.
Os componentes mais voláteis do óleo são menos solúveis na água do mar,
entretanto sob a influência da luz solar, porções desses compostos podem reagir com o
49
oxigênio, provocando a quebra da molécula, em compostos mais solúveis na água do mar
(SMITH, 1977; NWILLO & BADEJO, 2001). A razão de depuração é influenciada pelo
comprimento de onda incidente, pela concentração de materiais particulados suspensos,
pela concentração de aromáticos de alto peso molecular e pela espessura da mancha.
3. 6. 6. Emulsificação
O óleo derramado possui uma aparência visual preta e densa, mas conforme a
emulsificação começa a atuar, a coloração do óleo muda para marrom, amarelo ou laranja.
Em contraste, as regiões mais finas da mancha terão a aparência de filmes iridescentes ou
prateados.
A emulsificação do óleo é o resultado da dispersão de gotas de água no meio
oleoso, formando uma “mousse de chocolate” (SANTAS & SANTAS, 2000). Como
conseqüência da emulsificação ocorre o aumento da viscosidade, do volume, de sua
densidade e de coloração, tornando o processo de limpeza mais difícil e complexo segundo
a “Proposta de Resolução sobre a regulamentação do uso de dispersantes químicos em
derrames de óleo no mar” elaborada pelo CONAMA (2000):
“Os dispersantes, em geral, têm pouco efeito sobre óleos viscosos,
pois há uma tendência do óleo se espalhar na água antes que os
solventes e agentes surfactantes, componentes dos dispersantes,
possam penetrar na mancha. A maioria dos produtos atualmente
disponíveis possuem efeito reduzido se aplicados quando o processo
de intemperização já tiver sido iniciado e se a mancha estiver sob o
aspecto de emulsão viscosa (“mousse de chocolate”).”
3. 6. 7. Absorção pelo material particulado em suspensão
A interação entre derramamentos de óleo próximos à costa, e alta concentração de
material particulado em suspensão representa um importante mecanismo para a rápida
dispersão e remoção do óleo da superfície da água, reduzindo-o em até 15% de sua massa.
50
3. 6. 8. Biodegradação
A degradação microbiológica do petróleo nos sedimentos de ambientes tropicais
parece ser mais rápida do que em sedimentos de climas temperados (GILFILLAN et al.,
1981) contudo, muito pouco é conhecido da capacidade de degradação do petróleo residual
derramado pela comunidade microbiológica associada. O óleo uma vez enterrado no
sedimento anaeróbico abaixo da zona superficial de atividade biológica, pode ser
efetivamente isolado e não mais se degradar por tal atividade.
Para a biodegradação de gotículas suspensas na coluna d’água é essencial a
presença de grandes concentrações de microorganismos na interface água/óleo, que sejam
capazes de metabolizar a maioria dos componentes do óleo e, cuja presença, é bastante
limitada no mar já que, neste “compartimento” há limitação de superfície para fixação de
bactérias. Portanto sob este aspecto, a biodegradação é um processo lento, e requer meses e
até anos para se completar.
Os fatores físicos limitantes que controlam a velocidade e a eficiência da
degradação são a temperatura, a disponibilidade de nutrientes particularmente o fósforo e o
nitrogênio e os tamanhos dos glóbulos orgânicos. Devido a estes fatores a taxa de
biodegradação varia conforme os diferentes compartimentos ambientais (IRWIN, 1997).
A biodegradação de hidrocarbonetos é, na realidade, uma oxidação biológica e,
portanto, a maioria dos microorganismos envolvidos é de espécies aeróbias, como
bactérias e fungos; entretanto todos os heterótrofos oxidam a matéria orgânica. Os
aeróbicos utilizam os elétrons do oxigênio enquanto os heterótrofos anaeróbicos utilizam
elétrons da redução de compostos como os sulfitos.
3. 6. 9. Afundamento e sedimentação
A gravidade específica dos óleos intemperizados é próxima à da água à
temperatura de 15ºC; quanto mais denso for o óleo, maiores serão suas chances de chegar à
gravidade específica igual a 1,23 aumentando conseqüentemente suas probabilidades de
afundar; isto pode ocorrer como conseqüência de associações entre frações pesadas de óleo
51
que geram uma massa de baixa densidade. As frações pesadas de óleo aumentam a medida
em que ocorre a evaporação ou biodegradação do óleo com o conseqüente aumento da
densidade.
Além disso, ocorre a formação de bolas ou pedaços de piche, que são massas
semi-sólidas compactadas de óleo intemperizado agregados a partículas presentes na
coluna d’água que, representa sérios danos ao ambiente, principalmente às praias de areia,
onde se degradam muito lentamente.
O tamanho dos grãos é também um fator muito importante para o acúmulo de
hidrocarbonetos no sedimento porque finas partículas apresentam alta capacidade de
adsorção de substâncias orgânicas devido à sua grande superfície específica (LAW, 1981).
Segundo KARICKOFF et al. (1979) o comportamento da adsorção dos
aromáticos (especialmente o pireno) pelos sedimentos de lagoas e rios pode ser estimado a
partir do conhecimento da distribuição de tamanho da partícula, da matéria orgânica
associada ao sedimento, e do coeficiente de distribuição de octanol-água dos
hidrocarbonetos.
A formação de colóides ou eletrólitos coloidais pelos óleos e argilas na presença
de sais dissolvidos indica que a sedimentação do óleo parece ser causada pela adsorção de
películas do óleo nas partículas da argila que subseqüentemente floculam. Assim, uma
quantidade significativa do óleo pode ser adsorvida pelas argilas e sedimentado com elas.
A sedimentação dos óleos por argilas, em áreas costeiras ocorre, mais em função da
floculação eletrolítica do que da afinidade entre o óleo e as argilas (BASSIN & ICHIYE
1977).
A dissolução parcial, adsorção, dispersão, e aglomeração são importantes como
processos iniciais no intemperismo do óleo em sistemas aquáticos e no resultado do
fracionamento da mistura original do óleo. A aglomeração tem papel principal na
sedimentação e depende da formação de gotículas de óleo dispersos com a turbulência e a
quebra da tensão interfacial do óleo (ZÜRCHER e THÜER, 1978).
Uma vez nos sedimentos, os hidrocarbonos difundem lentamente para baixo
através da zona de bioturbação (3 a 4 cm), e 10 a 20% do volume total originalmente
disposto no sedimento persiste por ao menos 1 ano (GEARING et al., 1980).
Segundo HINGA et al. (1980) uma vez incorporado ao sedimento, o
hidrocarbono e seus metabólitos são misturados às partículas mais profundamente pela
atividade bentônica animal.
52
Diversos mecanismos (incluindo aqueles estudados em laboratório sob condições
de mesocosmo controladas) foram observados em casos de derramamento de óleo no
ambiente marinho, pelos quais o petróleo pode alcançar o sedimento. Os mais importantes
são: absorção do óleo por partículas suspensas (estas partículas incluem minerais
continentais, plâncton e partículas detritais e sedimentos de fundo resuspensos), ingestão
do óleo pelo zooplâncton e incorporação em pelotas fecais, intemperismo do óleo por
processos físicos/químicos e mistura direta do óleo e sedimento. Dois fatores ambientais
particularmente importantes na biodegradação são a disponibilidade de nutrientes e o grau
de oxidação do sedimento (NACP, 1995).
Por fim observa-se que a velocidade de degradação do óleo é desprezível nos
sedimentos anaeróbicos, porque o oxigênio molecular é exigido pela maioria dos
microorganismos hidrocarbonoclásticos, o que resultará em um esgotamento do oxigênio
do sedimento, especialmente quando os nutrientes não são limitados e a concentração de
óleo é alta (FEMAR, 2000).
53
4. METODOLOGIA
4.1. Área de Estudo
O manguezal da Área de Proteção Ambiental de Guapimirim, Rio de Janeiro considerado como área de preservação permanente para efeito de Código Florestal (Lei
4.771/65) e resolução CONAMA (4/85), foi escolhido para o desenvolvimento deste
estudo em face à sua fragilidade e importância ambiental como ecossistema associado à
Mata Atlântica (Figura 2).
Localizada na orla oriental da Baía de Guanabara e constituída pela faixa litorânea
dos municípios de São Gonçalo, Itaboraí, Guapimirim e Magé, além de manguezais, a
APA de Guapimirim compreende regiões ocupadas por atividades agrícolas e zonas
urbanas, que são compostas por pequenos núcleos de pescadores, agricultores e população
de baixa renda.
A APA é cortada por diversos rios e canais: Suruí, Irirí, Magé, Guapimirim,
Roncador, Guapi, Caceribú, Guaraí, Macacú e Guaxindiba. Os rios que banham os
manguezais são típicos por formarem curvas sinuosas, onde as águas vão perdendo
velocidade e depositando sedimentos continentais. Os canais de seus leitos adentram cerca
de um quilômetro na Baía de Guanabara (SOUZA, 1995).
Quanto à vegetação, ARAÚJO & MACIEL (1979) classificaram os manguezais da
APA de Guapimirim como do tipo ribeirinho, que normalmente ocupam os aluviões ao
longo dos rios e gamboas2.
Ainda de acordo com esses autores os manguezais da APA são caracterizados
floristicamente pelas espécies arbóreas: Ryzophora mangle (mangue vermelho), Avicennia
schauerianna (mangue preto), Laguncularia racemosa (mangue branco) que, embora
sofram processo de degradação pela intensa derrubada de árvores ao longo das últimas
2
Pequeno braço de rio que se enche com o fluxo da maré e se esvazia com o refluxo (FERREIRA, 1986).
54
décadas, ainda são encontrados em números representativos, em áreas mais protegidas,
indivíduos de R. mangle e A. schauerianna com até 15 metros de altura.
Normalmente ocupando a vasa lodosa, em faixas de um a três metros de largura a
frente da vegetação lenhosa, é característica a presença de gramíneas, com destaque para
Spartina alterniflora (HENRIQUES et al., 1986). Em áreas mais internas é comum a
presença de invasoras, como a arbustiva Hibiscus pernambucensis (algodoeiro do brejo) e
Acrostichum aureum (samambaia do brejo) que ocupam seções do manguezal desmatado
sob substrato alterado que não oferecem condições para o repovoamento das espécies
originais.
Segundo PIRES (1986) as seções mais expressivas dessas feições localizam-se nas
margens do Guaraí Mirim, próximo a sua desembocadura no rio Caceribú. A forma dessas
feições tem se mantido inalterada ao longo das últimas três décadas.
Local próprio para a reprodução e crescimento de muitas espécies faunísticas,
dentre as quais destacam-se as de interesse comercial e de subsistência tais como
camarões, caranguejos, siris, ostras, linguado, tainha, bagre, sardinha. Os caranguejos são
vitais para o equilíbrio do manguezal, porque movimentam o lodo, trazendo matéria
orgânica à superfície (PEREIRA FILHO, 2002).
Dentre as inúmeras espécies que habitam o manguezal, as aves merecem uma
atenção especial, demonstrando a importância desse ecossistema para as aves migratórias.
Já foram identificadas mais de 157 espécies diferentes entre aves visitantes ou residentes,
muitas delas em risco de extinção (NACINOVIC, 1991).
A fauna terrestre é representada pela paca Agouti paca (SZB, 1995), capivara,
mão-pelada, preá, jacaré, etc. Ao longo dos canais e rios verifica-se a presença, já bastante
diminuída, da lontra Lutra longicaudis (JOSÉ & ANDRADE, 1991), do jacaré-do-papoamarelo Caimam latorostri (SZB, 1995), e da capivara Hydrochoerus hydrochaeris
(MONES & OJASTI, 1986) que preferem as margens dos rios que apresentam alagados e
vegetação brejosa. O mamífero mais freqüente é o mão-pelada, Procyon cancrivorus
(AURICCHIO, 1995). E podem ser vistas algumas espécies de morcegos tais como o
morcego pescador, Noctylus leporinus (AMARAL et al., 1992).
Segundo o censo de 1991, realizado pelo IBGE, a população residente no entorno
da APA era de cerca de 60.000 pessoas. À exceção da área limítrofe ao município de São
Gonçalo, é baixa a densidade demográfica nessa região e além das atividades de pesca
artesanal, cata de caranguejo e agricultura, existe nos limites da APA atividade industrial.
55
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Figura 2 - Área de estudo e localização das estações de amostragem.
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56
4.2. Plano Amostral
Com o objetivo de fazer uma avaliação global da contaminação da APA de
Guapimirim, por ocasião do derramamento de óleo de janeiro de 2000, foram coletadas 23
amostras de sedimento ao longo de toda a APA, principalmente na interface com a baía de
Guanabara (Figura 2).
4.2.1 Procedimentos amostrais
Foram coletadas 23 amostras de sedimentos de superfície, representando uma
significativa cobertura da APA nas estações indicadas e georeferenciadas em tabelas
(Anexo 2). Estas estações foram plotadas em mapa da região, representado na figura 2.
Nestas amostras foram feitas medidas in situ dos parâmetros físico-químicos pH, Eh,
salinidade e temperatura. A amostra A não foi plotada no mapa por se tratar de uma
amostragem teste, com o objetivo de testar metodologias e procedimentos.
4.2.2 Procedimentos analíticos
As amostras coletadas foram separadas em duas alíquotas, uma para as análises
bioquímicas e outra para as análises químicas. As amostras para análises químicas foram
transportadas a temperatura de 4°C até o laboratório de Geoquímica da Matéria Orgânica
do Dept° de Geoquímica da UFF, onde foram imediatamente separadas em duas alíquotas,
uma foi congelada e a outra foi seca em estufa ventilada a 40°C por 3 dias. As amostras
secas foram em seguida maceradas e guardadas em sacos plásticos tipo “zip-lock”
herméticos.
Nas amostras secas, não peneiradas, foram realizadas as seguintes análises:
•
Fósforo Total: Após oxidação com solução de persulfato de sódio em autoclave,
que transforma todo o fósforo presente na amostra em fosfato, que é medido por
fotocolorimetria, seguindo o mesmo procedimento para a medição de fosfato
dissolvido em água (GRASSHOFF, 1983).
57
•
Carbono Orgânico Total (COT): Uma alíquota de 20 miligramas de sedimento é
oxidada com solução sulfocrômica a quente por uma hora. O extrato é titulado com
sulfato ferroso amoniacal, tendo uma solução de ferroina como indicador
(STRICKLAND & PARSONS, 1972)
•
Metais pesados totais (Cu, Pb, Fe, Zn, Cr): A concentração total dos metais é
medida após uma extração ácida com ácido fluorídrico e água régia. Os metais são
analisados por espectrofotometria de absorção atômica de chama (LORING, 1986).
Brancos e amostras de referências (BCR 320) foram sistematicamente analisados
com o objetivo de garantir a qualidade dos resultados. Os limites de detecção foram
estabelecidos com base na multiplicação do desvio padrão dos brancos pelo fator
três (Tabela 3).
•
Mercúrio Total: A amostra coletada para esta análise utilizou frações do sedimento
que não estavam em contato com a superfície do mangue, adotando o procedimento
descrito por MALM et al. (1989). Obedecendo este procedimento a análise foi
executada extraindo sub-amostras de um grama de 20 mL de sedimentos em uma
solução de 50% de água régia por 1 hora, usando a técnica do Dedo Frio. As
concentrações do mercúrio nos extratos foram determinadas por espectrofotometria
de absorção atômica de vapor a frio (CV-AAS) após a redução das formas
mercuriais com cloreto de estanho (SnCl2). Os limites de detecção foram
estabelecidos multiplicando o desvio padrão de mais de vinte concentrações em
1
branco pelo fator três obtendo como resultado o valor de 5 µg kg- . A precisão do
método foi controlada com um material de referência padrão, proveniente de
sedimento do Rio Búfalo (NIST SRM 2704), com limite de erro inferior a 5 %.
Tabela 3 - Controle de qualidade das análises de metais
Amostra referência
(BCR 320) river sediment
Valor certificado
Desvio padrão
Erro (%)
Limites de detecção
Cr
(mg kg-1)
161,2
Cu
(mg kg-1)
59,3
Zn
(mg kg-1)
155,9
Pb
(mg kg-1)
41,8
Fe
(%)
3,38
138,0
7,0
16,8
22,3
44,1
1,0
34,5
6,2
142,0
3,0
9,8
12,7
42,3
1,6
1,2
51,5
4,85
30,3
0,03
58
Nas amostras úmidas, foram realizadas as seguintes análises:
•
Porcentagem de água das amostras: Esta análise é feita pela simples pesagem,
secagem e repesagem das amostras. Este procedimento é necessário para que seja
possível expressar os resultados das concentrações de HPAs na base de massa seca.
•
Hidrocarbonetos totais: Segundo método FEEMA MF 414. Este método teve que
ser modificado, já que foi desenvolvido para amostras de água. Em sedimentos
ainda úmidos as amostras foram extraídas por 15 minutos com n-hexano em
sistema de ultra-som, o sobrenadante é então separado e analisado por
espectrofluorescência UV-visível. Após a realização da espectrofotometria os
comprimentos de onda escolhidos foram, 404 e 428 nm. Além de padrões
específicos de vários hidrocarbonetos, foi também utilizado um padrão de óleo (MF
370) com o qual padronizaram-se as medidas (MOREL, 1996; DEJONGE et al.,
1997; HAMACHER et al., 2000).
4.2.3 Procedimentos bioquímicos
•
Atividade do sistema transportador de elétrons - ASTE: foi analisada utilizando o
método testado por TREVORS (1984) e HOURI-DAVIGNON & RELEXANS
(1989).
•
Atividade das Esterases - EST: analisada pelo método de STUBERFIELD &
SHAW (1990).
•
Quantificação das células bacterianas, por epifluorescência - EPI - (KEPNER Jr. &
PRATT, 1994), usando como cromóforo diacetato de fluoresceína, microscópio
Axiosp 1, da Zeiss, com filtro triplo Texas Red - DAPI - Fluoresceína, com
aumento de 1000X.
•
Determinação do carbono de origem bacteriana - COB: segundo CARLUCCI et al.
(1986).
59
4.2.4 Procedimentos estatísticos
As tabelas constantes nos anexos 3, 4, 5 e 6 e gráficos representados pelas figuras
3, 4, 5, 6, 7, 8 e 9 foram gerados com uso de planilha eletrônica e apresentam os resultados
das medições dos parâmetros físico-químicos, quantificação dos hidrocarbonetos poliaromáticos, nutrientes, carbono orgânico total e atividades bioquímicas e biológicas
respectivamente.
A avaliação do grau de correlação foi aplicada com base no Coeficiente de
Correlação Múltipla considerando diferenças significativas para p < 0,05.
As análises foram realizadas submetendo 17 variáveis ou linhas e 17 descritores
ou colunas representados pelos seguintes parâmetros: potencial hidrogeniônico (pH),
potencial óxido-redução (Eh), salinidade, fósforo total (P), carbono orgânico total (COT),
atividade do sistema transportador de elétrons (ASTE) e atividade das esterases (EST),
biomassa de cocos, espirilos, bastonetes, concentrações dos metais mercúrio (Hg), cromo
(Cr), cobre (Cu), zinco (Zn), chumbo (Pb) e ferro (Fe); e concentração dos hidrocarbonetos
poli-aromáticos (HPAs) estes usados sempre como variável dependente. Tais análises
permitiram a geração do dendrograma utilizando o método de Variáveis Múltiplas de
Pearson com uso do programa Statistics 5.0 (Statsoft).
60
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
A seguir serão descritos e discutidos os resultados dos parâmetros amostrados in
situ nas 23 estações de coleta.
5.1 Parâmetros Físico - Químicos
Na tabela 4 estão descritos os valores máximos e mínimos dos parâmetros físicoquímicos obtidos in situ que são bastante coerentes com o tipo de ambiente estudado
(Anexo 3 e Figura 3).
Os sedimentos estuarinos em face dos aportes de água salgada apresentam em
geral, valores de pH próximos a 8,5; entretanto quando os sedimentos são muito ricos em
matéria orgânica, como no caso da área estudada, estes valores podem cair para
aproximadamente 7 (e. g. WASSERMAN, 1990).
O potencial redox, Eh é naturalmente negativo, caracterizando o ambiente como
extremamente redutor; este parâmetro é muito importante nos processos de preservação da
matéria orgânica nos sedimentos. Por sua vez, a salinidade apresenta pequenas variações
entre os diversos oceanos e mares, dependentes em geral do balanço entre evaporação e
precipitação; sendo encontrada comumente entre 35 e 37. Quando medida na água
intersticial é um parâmetro indicador momentâneo do estado de mistura das águas
estuarinas; o fato dos resultados apresentarem valores mais baixos indica que nas amostras
existe um aporte maior de águas doces, neste caso tendo como origem os rios que
desembocam na região.
61
Tabela 4 - Estatística descritiva dos valores dos parâmetros físico-químicos medidos in situ.
Média
Desvio padrão
Máximo
Mínimo
pH
6,9
0,4
7,5
6,3
Eh
-176,9
79,2
-1
-300
TºC
28,8
3,6
32
24
Salinidade
28,1
8,1
36
8
pH
7,6
7,2
6,8
6,4
6
5,6
1 2
3
4 5
6 7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Eh
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 21 21 22 23
0
-50
mV
-100
-150
-200
-250
-300
-350
62
T°C
34
°C
32
30
28
26
24
22
20
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 21 21 22 23
Salinidade
40
35
30
25
20
15
10
5
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 21 21 22 23
Figura 3 - Gráficos das amostras medidas in situ: pH, Eh, temperatura e salinidade
5.2 Hidrocarbonetos Poli-Aromáticos, Carbono Orgânico e Fósforo Total
As concentrações se mostraram relativamente baixas (Anexo 4 e Figura 4), à
exceção de alguns pontos de amostragem, particularmente o 4 e o 7, evidentemente
contaminados por petróleo, onde os teores estão acima da concentração mínima de 10 a
100mg Kg
–1
estabelecida para sedimentos por PATIN (1999), capaz de causar respostas
fisiológicas e bioquímicas nos organismos.
63
A concentração média de HPAs nos sedimentos da APA de Guapimirim é de 3,5
-1
mg kg e o desvio padrão é de 8,8 (Tabela 5), podendo cair para pouco mais que 1, se as
amostras 4 e 7 forem descartadas.
Tabela 5 - Estatística descritiva das concentrações de HPAs, nutrientes e carbono nos sedimentos.
Fósforo Total
-1
Média
Desvio padrão
Máximo
Mínimo
(mg g )
1,06
0,42
2,0
0,5
COP
HPAs
(%)
22,1
7,4
44,8
13,8
(mg kg-1)
3,5
8,8
42,7
0,3
O teor máximo encontrado em uma amostra deste estudo é mais elevado do que
aquele descrito para a Baia de Guanabara por LIMA (1999) estabelecido em 18,44 mg kg-1
e está abaixo do valor de 45 mg kg-1 da escala de efeitos médios definido pelo guia da
qualidade de sedimentos da National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA,
2001).
A concentração máxima de HPAs da APA de Guapimirim mostrou-se ser superior
à maioria dos outros máximos encontrados nas demais áreas estudadas (Tabela 6); a menos
da Costa Noroeste do Mar Mediterrâneo que alcançou o valor de 48,09 mg kg-1, portanto
acima do limite médio estabelecido por NOAA.
Tabela 6 - Concentrações de hidrocarbonetos poli-aromáticos nos sedimentos costeiros pelo mundo.
Área de
Amostragem
Concentrações
(mg Kg-1)
Autores
Mar Mediterrâneo – Costa da França
0,036 - 6,9
Baumard et al., 1998
Mar Mediterrâneo – Costa da Espanha
0,0012 - 8,4
Baumard et al., 1998
Baia de Guanabara
1,57 - 18,44
Lima, 1997
Costa Noroeste do Mar Mediterrâneo
0,0865 - 48,09
Benlahcen et al., 1997
Porto Xiamen, China
0,07 – 33
Hong et al., 1995
Porto Victoria, Hong Kong
0,35 - 3,45
Hong et al., 1995
Costa Ocidental, Australia
0,001 - 3,2
Burt & Ebell, 1995
Talude Continental, Estado de Tabasco, Mexico
0,454 - 3,12
Botello et al., 1991
Mar Negro
0,012 - 2,4
Wakeham, 1996
Mar Cáspio, Costa do Azerbaijão
0,32 - 3,109
DOE, 2002.
Mar Cáspio, Costa da Rússia
1,339 - 7,714
DOE, 2002.
0,3 - 42,7
Este estudo
Baía de Guanabara (APA de Guapimirim)
Fonte: DOE, 2002.
64
(mg kg-1)
HPAs em Guapimirim
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 4 - Hidrocarbonetos poli-aromáticos nos sedimentos da APA de Guapimirim
As concentrações de carbono orgânico no sedimento (Figura 5) são extremamente
elevadas, chegando a 45 %, correspondendo a uma amostra de sedimento com mais de
80% de matéria orgânica.
Não obstante, as concentrações de HPAs nestas amostras são muito baixas,
indicando eventualmente uma fonte de matéria orgânica não antropogênica (provavelmente
vegetal), associada à presença de importantes quantidades de serapilheira no sedimento.
COT
50,00
40,00
(%)
30,00
20,00
10,00
0,00
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 5 - Carbono orgânico nos sedimentos da APA de Guapimirim
As quantidades de fósforo (Figura 6) são bastante homogêneas e se apresentaram
também relativamente elevadas, o que era de se esperar em razão da elevada concentração
de matéria orgânica.
65
Fósforo Total
2,50
2,00
1,50
(%)
1,00
0,50
0,00
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 6 - Fósforo nos sedimentos da APA de Guapimirim
5.3 Microbiologia e Atividades Bioquímicas
A maior biomassa bacteriana heterotrófica, carbono orgânico e fósforo, bem como
hidrocarbonetos poli-aromáticos (Anexos 4 e 5 e Figuras 4, a 9) estão distribuídos nas
proximidades do Rio Macacú, Rio Guaxindiba e riacho mais próximo a Itaóca, região que
compreende as oito primeiras estações de coleta.
As esterases (EST) são enzimas intra e extracelulares que quebram os polímeros
da matéria orgânica, como celulose, glicogênio, amido, proteínas e lipídeos (KRIEGER,
2002, STUBERFIELD & SHAW, 1990; BISPO, 1998). A maior atividade também
ocorreu nas oito primeiras estações, com um máximo de 8,171 µg de fluoresceína h-1 g-1
(estação 6; Figura 8).
As esterases apresentaram valores mais altos que a ASTE, mesmo com a
diminuição de atividade ao longo das amostragens. Esses resultados estão indicando que a
microbiota utiliza preferencialmente a matéria orgânica como fonte de carbono e não os
hidrocarbonetos poli-aromáticos (BISPO, 1998).
Após a quebra extracelular dos polímeros, as células bacterianas utilizam os
monômeros para obtenção de energia química. Neste processo estão envolvidas as enzimas
desidrogenases, bem como a atividade do sistema transportador de elétrons (ASTE)
(CALDWELL, 1995). As atividades bacterianas não foram influenciadas pelo ambiente
redutor, caracterizado pelos valores negativos de Eh, nem pela variação de salinidade.
Nas oito primeiras estações, os rios favoreceram o maior aporte de matéria
66
orgânica, verificado através dos teores de carbono orgânico, hidrocarbonetos poliaromáticos e fósforo. Estes fatores atuaram sinergicamente no aumento da biomassa
bacteriana heterotrófica, que utiliza esses substratos como fonte de carbono e de energia.
As bactérias estão metabolicamente ativas, pois as duas atividades enzimáticas estudadas
estão extremamente elevadas para todos os grupos em comparação às demais estações que
apresentam valores inferiores a 0,05 µg C/cm-3 (Figura 7). Embora algumas variáveis como
o fósforo total (Figura 6) indiquem que existe uma distinção significativa entre as estações
1 a 8, as diferenças de biomassa são extremas. Uma hipótese que explicaria este panorama
é o fato das amostras terem sido coletadas em dias diferentes onde as condições
oceanográficas e climáticas talvez fossem muito distintas; como exemplo, um período de
muita chuva pode representar um aporte significativo de resíduos domésticos, que
provocaria o aumento da biomassa.
Com o aumento da disponibilidade das fontes de carbono, bactérias sob a forma
de bastonetes (as mais numerosas), cocos e espirilos foram carreadas para o sedimento do
mangue. Os bastonetes compõem, majoritariamente, a microflora dos sedimentos e solo
alcançando a biomassa de 0,546 µg C cm-3, na estação 6 (Figura 7). Entretanto, a biomassa
encontrada nesses sedimentos ultrapassou os valores normalmente encontrados para praias
arenosas e mangue, indicando que os bastonetes não só englobam as bactérias saprófitas,
autóctones do sedimento do mangue, mas também abrangeriam o grupo de enterobactérias.
Os indicativos para a presença destas últimas são: ligação ao fluxo dos rios, em região
desprovida de tratamento de esgoto e os sedimentos terem potencial de óxido-redução
negativo. Isto favoreceria o aparecimento de bactérias anaeróbias e fermentativas, que
englobaria o grupo das patógenas. Neste grupo também poderiam incluir os cocos e os
espirilos alóctones, bastante numerosos também nessas estações.
67
µg C/cm3
0,45
0,546
Cocos
0,4
Espirilos
Bastonete
s
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 7 - Biomassa dos Grupos Morfológicos Bacterianos.
µg
Fluoresceína h
8
–1
g
-1
8,171
7
6
5
4
3
2
1
0
1
2
3
4
5
6
Figura 8 - Atividade de Esterases
7
8
9
10 11 12 13 14 15 16
17 18 19 20 21
22 23
68
µO2 h -1 g -1
3,8
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11
12 13 14
15 16
17 18 19 20
21 22
23
Figura 9 - Atividade do Sistema Transportador de Elétrons.
A atividade biológica contribui com uma diminuição da concentração de metais
dissolvidos na coluna d’água uma vez que, durante o processo de absorção de nutrientes
das águas que ocorre de forma relativamente pouco seletiva, os metais presentes são
também absorvidos.
5.4 Metais Pesados Totais
As concentrações de metais apresentam níveis de concentração variável (Anexo 6
e Figuras 10 a 15) e foram comparadas tanto a estudos anteriores realizados na região e na
Baía da Ribeira – Angra dos Reis, como às concentrações estabelecidas como valores de
referência (folhelho médio) (Tabela 8).
Os resultados de concentração de cádmio foram descartados, pois o controle de
qualidade forneceu resultados fora dos padrões (análise de material certificado de
referência, BCR 320) (Tabela 7).
69
Tabela 7 - Estatística descritiva dos resultados de concentração de metais pesados.
Cr
Cu
-1
Média
Desvio padrão
Máximo
Mínimo
(mg kg )
52,0
16,3
76,3
15,2
Zn
-1
(mg kg )
31,4
12,8
69,0
12,8
Pb
-1
(mg kg )
150,4
40,1
293,5
101,8
-1
(mg kg )
84,0
37,8
154,2
34,2
Fe
Hg
(%)
4,4
0,7
5,4
3,0
(µg kg-1)
107,0
84,3
375,3
30,6
Tabela 8 - Concentração de metais nos sedimentos em áreas sujeitas a impactos.
Área de
Amostragem
Cr
(mg/Kg -1)
Cu
(mg/Kg -1)
Zn
(mg/Kg -1)
Pb
(mg/Kg -1)
Fe
(%)
Hg
(µg kg-1)
Baia de
Guanabara1
____
____
____
____
____
120 – 220
Baia de
Guanabara2
111-623
91-731
78-124
____
____
_______
Baia de
Guanabara3
31 - 256
9 - 132
65 - 986
____
____
130 - 6080
Baia da Ribeira4
24 – 110
3 – 32
29 - 289
____
1,06 - 4,97
10 – 53
Folhelho Médio5
100
45
100
22
_______
APA de
Guapimirim6
15,2 – 76,3
12,8 – 69
101,8 - 293,5
34,2 - 154,2
5,4 - 3,0
_______
30,6 – 375,3
¹Freitas-Pinto (1995), ²De Souza, et al. (1986), ³Stringer et al. (2000), 4Cardoso et al. (2001), 5
Wedepohl (1995), 6 Este estudo
O ferro apresentou concentrações normais para o tipo de ambiente estudado
(Figura 10); quando no estado ferroso (Fe²+) ele forma compostos solúveis principalmente
hidróxidos. Em ambientes oxidantes o Fe²+ passa a Fe³+ dando origem ao hidróxido férrico,
que é insolúvel e que se precipita.
O óxido de ferro participa de um importante mecanismo de remoção de elementos
traço em solução na água do mar pela co-precipitação com outros íons metálicos durante a
formação de crostas de óxido de ferro (ferrugem). Outros metais são removidos à medida
que partículas finas adsorvem os metais e os carreiam em direção ao fundo, em um
processo passivo denominado “scavenging” onde as bactérias atuam somente como
agentes transportadores (SHOLKOVITZ, 1994).
70
Fe
6,00
5,00
(%)
4,00
3,00
2,00
1,00
0,00
1
2
3
4
5
6
7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 10 - Gráfico de concentração de Fe em sedimentos da APA de Guapimirim
O chumbo e o zinco apresentam concentrações superiores às consideradas naturais
(folhelho médio), contudo não se pode a partir destes dados estabelecer que a região seja
contaminada. Particularmente o chumbo, apresenta concentrações mais elevadas tanto nas
estações 10 e 15, possivelmente associadas a entradas oriundas de um dos braços do rio
Caceribú, quanto nas estações 13 e 14 que recebem grandes volumes de efluentes, já na
região de Magé.
Pb
180,0
160,0
(mg kg-1)
140,0
120,0
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
0,0
1
2
3
4
5
6
7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 11 - Gráfico de concentração de Pb em sedimentos da APA de Guapimirim
71
Zn
350,0
(mg kg-1)
300,0
250,0
200,0
150,0
100,0
50,0
0,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 12 - Gráfico de concentração de Zn em sedimentos da APA de Guapimirim
O cobre também é um elemento que apresenta concentrações relativamente
elevadas, o que ocorre provavelmente devido à sua associação à matéria orgânica e
particularmente matéria orgânica proveniente de esgotos urbanos. Contudo, suas
concentrações máximas foram inferiores aos limites máximos descritos na literatura para a
região (De SOUZA et al., 1986; STRINGER et al., 2000) e apresentou concentrações 4
vezes superiores às da Baía da Ribeira, Angra dos Reis (CARDOSO et al., 2001) se
comparados os valores mínimos e aproximadamente o dobro se considerados os valores
máximos.
Cu
80,0
70,0
(mg kg -1)
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
1
2
3
4
5
6
7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 13 - Gráfico de concentração de Cu em sedimentos da APA de Guapimirim
72
Outro elemento que apresentou valor relativamente elevado foi o cromo, resultado
também justificado pela presença de importantes fontes multipontuais da Baía de
Guanabara, particularmente indústrias de cromagem e curtumes tanto de pequeno como de
grande portes. Apesar disto, suas concentrações foram inferiores a todos os estudos
(mg kg -1)
comparativos.
Cr
90,0
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 14 - Gráfico de concentração de Cr em sedimentos da APA de Guapimirim
Quanto ao mercúrio (Figura 12), suas concentrações (375,3 µg kg-1) são muito
próximas aos limites máximos considerados seguros (500 µg kg-1) e são muito superiores
às concentrações consideradas naturais na Baía de Guanabara - 50 µg kg-1 (BARROCAS
AND WASSERMAN, 1998), entretanto a concentração mínima encontrada (30,6 µg kg-1)
foi inferior aos valores mínimos descritos para a região por FREITAS-PINTO (1995) (120
µg kg-1) e por STRINGER et al. (2000) (130 µg kg-1).
400,0
Hg
350,0
(µg kg-1)
300,0
250,0
200,0
150,0
100,0
50,0
0,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23
Figura 15 - Gráfico das concentrações de Hg em sedimentos da APA de Guapimirim
73
Aparentemente fontes multipontuais principalmente presentes na margem NW da
baía podem estar fornecendo estes metais aos sedimentos da APA de Guapimirim. Uma
das fontes reconhecidas são os hidrocarbonetos poli-aromáticos (petróleo) que podem ter
elevadas concentrações de metais em sua composição. Estas concentrações talvez
pudessem contribuir para o aumento da probabilidade de ocorrências de derramamentos já
que o mercúrio além de extremamente tóxico aos organismos é também conhecido por
aumentar os processos de corrosão em dutos.
Amostras de petróleo coletadas em diversos estudos apresentaram uma alta
concentração de mercúrio, variando de 0,2 a 20 mg kg-1 (MITRA, 1986); 0,01 µg kg-1 a
10 mg kg-1 (WILHELM & BLOOM, 2000) e de 3 a 6 mg L-1 (ZETTLITZER et al., 1997)
se comparadas à concentração encontrada no ambiente que gira em torno de 60 µg kg-1
(REIMANN & DE CARITAT, 1998). Após os derramamentos, o óleo se degrada, mas os
metais pesados permanecem.
5.5 Análises Estatísticas
O gráfico de correlação dos parâmetros (Figura 16) em relação ao HPA indica que
os parâmetros de maior correlação positiva, localizados no gráfico, acima da linha do
intervalo de confiança (95%), são o fósforo, as formas bacterianas presentes (cocos,
espirilos e bastonetes) e a atividade das esterases, configurando o aumento de atividade
enzimática e conseqüente biomassa biológica, provavelmente relacionadas à alta
concentração de matéria orgânica encontrada no sedimento.
Os demais parâmetros apresentam uma correlação não significativa, entretanto
dentre eles os que se aproximaram de uma maior correlação negativa foram o chumbo e o
ferro, ambos associados à matéria orgânica oriunda de despejos de efluentes, sendo que
este último apresentando uma concentração considerada normal para o tipo de ecossistema
e provavelmente exercendo seu papel nos processos de remoção dos elementos traço do
ambiente com conseqüente diminuição dos hidrocarbonetos; o chumbo bem como os
demais metais, devido a associação à matéria orgânica, à condição redutora do ambiente ou
à conjunção destas condições, devem encontrar-se indisponíveis para a biota.
74
0,8
0,6
EST
P
espirilos
bastonetes
0,47
cocos
0,4
0
Cu
Eh
0,2
pH
salinidade
ASTE
COT
Hg
Zn
Cr
-0,2
Pb
Fe
-0,4
-0,6
-0,8
Intervalo de confiança
- 0,47
0,47 - Coeficiente de Correlação
Figura 16 - Correlação entre os Parâmetros e o HPA
O dendrograma (Figura 17) gerado a partir dos mesmos dados da Correlação
Múltipla, corrobora sua análise apontando que os subgrupos de descritores formados em
posições de maior similaridade com o HPA são um grupo constituído pelas bactérias e
outro pelo fósforo e atividade das enzimas esterases. Confirma ainda que os descritores
com menor grau de similaridade estão reunidos em um só grupo composto pelo ferro e
pelo chumbo. Além disto nota-se claramente a divisão do gráfico em dois grandes grupos :
o grupo formado básicamente por parâmetros orgânicos com maior correlação com o HPA
e o grupo formado, em sua maioria, de elementos inorgânicos (metais) indicando a pouca
correlação entre o aumento dos HPAs e os metais.
75
2,0
Distância
1,5
1,0
0,5
0,0
Fe
Cr
Pb
Co
Zn
COT
Hg
Eh
espirilo
cocos
bastonetes
EST
P
salinidade
HPA
ASTE
pH
Figura 17 - Dendrograma tendo como descritores os parâmetros medidos in situ de acordo com o
Grau de Correlação de Pearson
76
6. CONCLUSÕES
O acidente ocorrido em janeiro de 2000 na Baía de Guanabara causou impactos
diretos nas comunidades do entorno da Baía e indiretos à sociedade enquanto consumidora
destes produtos e serviços, entretanto seus efeitos foram imediatos, pontuais e transitórios
de curta duração se considerados comparativamente os efeitos e o tempo de recuperação
comumente observados em eventos similares anteriores.
Segundo imagem de satélite LANDSAT (Anexo 7) da Baía de Guanabara,
mapeada de forma a identificar as regiões atingidas pelo óleo após vistoria para avaliação
visual dos efeitos do acidente realizada no período de março de 2000 por profissionais de
diversos órgãos públicos e universidades, o impacto do acidente foi mínimo se considerada
a superfície da Baia de Guanabara. O manguezal da APA de Guapimirim como um todo,
não se apresentava extensamente recoberto por óleo, mas apenas pequenas porções de
borda do manguezal em Itaóca e em Magé (no entorno da foz do rio Suruí) se
apresentavam extremamente impactados. Em relação à bacia contribuinte da APA, o rio
que apresentava maior concentração de óleo em seu corpo d’água por ocasião da vistoria,
era o Suruí sendo insignificante a quantidade no restante da bacia.
Vemos ainda que o manguezal da APA de Guapimirim apresenta indícios de estar
sendo continuamente impactado pelo uso inadequado de seus recursos e descaso em
relação a sua importância por parte da população que há décadas utiliza a Baía de
Guanabara como “sumidouro”, entretanto apesar das diversas fontes de contaminação
presentes na região, o manguezal tem se mantido intacto.
Panoramicamente os sedimentos da APA de Guapimirim não apresentam
evidências de contaminação por hidrocarbonetos poli-aromáticos, indicando que o derrame
ocorrido em janeiro de 2000 não atingiu significativamente a região. Os únicos pontos
contaminados detectados neste trabalho são os localizadas no rio Guaxindiba e no riacho
77
entre ele e o rio Itaóca, corpos d’água que recebem uma grande carga de efluentes
domésticos.
As demais estações apresentam níveis baixos de hidrocarbonetos devido em
grande parte às suas localizações no ecossistema, quase todas estão dispostas à borda do
mangue sujeitas tanto à invasão periódica da maré quanto às demais características
necessárias à degradação do óleo.
Desta forma conclui-se que os parâmetros mais importantes nos processos de
degradação dos hidrocarbonetos presentes na APA de Guapimirim são, provavelmente, a
fotodegradação, a biodegradação, a temperatura e os processos de oxi-redução.
Apesar dos metais pesados terem apresentado-se em concentrações elevadas nos
sedimentos, tanto neste estudo como nos demais para a Baía de Guanabara, devido a sua
provável associação à matéria orgânica e ao ambiente redutor, eles devem manter-se em
um estado de imobilidade e indisponíveis para a biota, porém este quadro pode ser alterado
em função do aumento do volume de metais lançados no ambiente, sobretudo se houver
também interrupção na produção de matéria orgânica. Além disto, atividades operacionais
que remobilizem e oxigenem os sedimentos, tais como dragagem, favoreceriam a mudança
de ambiente redutor para oxidante o que ocasionaria a solubilização dos metais tornandoos biodisponíveis.
A avaliação dos aspectos sócio econômicos norteadores das atividades de
subsistência desenvolvidas na região permitiu concluir que os impactos sofridos por tais
atividades e os recursos de que elas dependem, nem sempre têm como origem acidentes
ambientais envolvendo derramamentos de petróleo; de maneira geral, as pressões mais
comuns e contínuas são provenientes das mudanças econômicas e dos conflitos pelo uso do
solo sobre as atividades.
As pressões podem ser caracterizadas tanto na atividade dos catadores de
caranguejos, pela intrusão de novos atores provenientes de uma situação social em
deterioração como na pesca artesanal, pela ganância financeira de grupos industriais que
invadem o espaço destes pescadores e, em ambos os casos, a pressão é predatória e afeta
diretamente o equilíbrio do ecossistema.
Apesar da estabilidade ambiental promovida pela dinâmica do ecossistema da
APA de Guapimirim, como conseqüência da contínua expansão da cidade o quadro geral
de impactos ambientais crônicos tende a se agravar atingindo, em última estância, o
colapso do ecossistema, se não forem realizadas mudanças estruturais imediatas.
78
7. SUGESTÕES
Após a análise realizada, seria possível sugerir algumas ações na APA de
Guapimirim e em seu entorno bem como nas diversas atividades desenvolvidas na área,
que contribuíssem para a manutenção do ecossistema e para a melhoria da relação entre
atividades e qualidade ambiental na região.
Quanto à poluição crônica promovida pelo lançamento de efluentes domésticos,
talvez fosse mais eficiente o tratamento de esgotos realizado por diversas unidades de
tratamento dispostas ao longo do fundo da Baía de Guanabara, mesmo que projetadas
apenas para execução do tratamento primário com uso do RAFA (Reator Anaeróbico de
Fluxo Ascendente – menor custo), ao invés de uma única grande unidade.
Já em relação aos efluentes industriais, as autoridades deveriam exigir das
indústrias instaladas ao longo da Baía de Guanabara que seus esgotos e resíduos fossem
tratados antes do lançamento no ambiente. Em relação à movimentação e o transporte do
óleo industrializado e seus subprodutos na área da Baía de Guanabara, tais atividades
deveriam ser gerenciadas pelas autoridades competentes, de forma a minimizar o volume
de acidentes durante as operações.
Para atender ao controle da poluição crônica seja de origem de efluentes
domésticos ou de origem industrial, as autoridades deveriam realizar monitoramento
constante dos níveis de poluentes nos corpos d’água da região.
O crescimento da malha urbana na região deveria receber um acompanhamento
mais minucioso, melhor projeção e auxílio, quando necessário por parte das autoridades,
no seu direcionamento e estruturação.
O lixo enviado a APA deveria ser destinado ao processamento, participando da
produção de biogás, por exemplo, de forma a agregar valor e retornar ao mercado.
A extração dos recursos naturais comerciais deveria ser monitorada pelas
autoridades competentes com participação das associações das comunidades atuantes,
considerando os estudos da dinâmica das populações de importância comercial, realizados
pelas universidades, como guias para aplicação das legislações referentes à captura.
79
Paralelamente, a entrada de novos atores nas atividades também deveria ser monitorada
por uma ação conjunta entre autoridades e as associações atuantes na região.
80
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Anexo 1 - Correlação entre parâmetros
pH
Eh
Salinidade
P
COT
1
-0,52
1
0,312
-0,021
1,000
-0,054
0,073
0,029
1
-0,1178
0,0394
-0,0004
-0,1981
1
ASTE
EST
0,735 0,106
-0,304 0,230
0,395 0,261
0,073 0,792
-0,240 -0,071
1,000 0,040
1,000
cocos
espirilos
bastonetes
Hg
Cr
Cu
Zn
Pb
Fe
HPA
0,192
0,172
0,302
0,407
0,347
0,091
0,611
1,000
0,113
0,097
0,314
0,472
0,364
0,083
0,558
0,920
1,000
0,116
0,231
0,311
0,553
0,350
0,126
0,677
0,956
0,944
1,000
0,089
0,112
0,227
0,404
0,311
0,364
0,365
0,556
0,459
0,651
1,000
-0,226
0,182
-0,096
-0,234
-0,061
-0,244
-0,224
-0,200
-0,268
-0,203
-0,048
1,000
-0,133
0,273
0,024
0,416
0,276
0,091
0,387
0,308
0,253
0,453
0,623
0,077
1,000
-0,070
0,189
0,092
0,445
0,192
0,157
0,364
0,269
0,209
0,427
0,716
0,223
0,895
1,000
0,189
-0,197
0,160
-0,116
-0,261
0,054
-0,131
-0,513
-0,513
-0,491
-0,296
0,426
-0,014
0,058
1,000
-0,233
-0,157
-0,474
-0,436
-0,138
-0,247
-0,567
-0,696
-0,748
-0,749
-0,450
0,411
-0,230
-0,093
0,319
1,000
-0,0438
0,2168
0,1017
0,5366
-0,0780
0,0577
0,4634
0,3439
0,5629
0,4918
-0,0025
-0,0786
0,1839
0,1937
-0,2755
-0,3651
pH
Eh
Salinidade
P
COT
ASTE
EST
Cocos
Espirilos
Bastonetes
Hg
Cr
Cu
Zn
Pb
Fe
ANEXOS
94
94
95
Anexo 2 – Tabelas de amostragem por períodos
Amostragem de 05/04/2001
Estações
Ponto A
Posição
Observações
698946 7481233 Amostra para testes metodológicos
Amostragem 11/05/2001
Estações
Posição
Observações
Ponto 1
7485566 702772 Rio Macacú (lado direito)
Ponto 2
7485395 702770 Rio Macacú (lado esquerdo)
Ponto 3
7483826 702370 Rio Guaxindiba (saída Norte)
Ponto 4
7484080 702421 Rio Guaxindiba (Interior)
Ponto 5
7483722 702500 Rio Guaxindiba (saída Sul)
Ponto 6
7483052 702389 Ilha Guaxindiba
Ponto 7
7483186 702336 Riacho entre Guaxindiba e Itaóca
Ponto 8
7481865 700141 Riacho mais próximo a Itaóca
Amostragem de 7 e 8 de novembro de 2001.
Estações
Ponto 9
Lat
Long
Observações
7486189 0702221 Área de mangue sem entrada de água doce
Ponto 10
7486792 0701931 Apresenta condições similares às do ponto 9
Ponto 11
7488543 0701434 Foz do Rio Guapi, afastado do mangue, sob
lâmina d'água de alguns centímetros
Ponto 12
7489206 0700894 Foz do Canal do mangue
Ponto 13
7490173 0698361 Área de mangue sem entrada de água doce
Ponto 14
7490612 0697354 Área de mangue sem entrada de água doce
Ponto 15
7487343 0701833 Apresenta condições similares às do ponto 9
Ponto 16
7487773 0702184 Foz de um braço do Rio Caceribú
Ponto 17
7458629 0700787 Um pouco a montante em braço do rio Caceribú
(área de canais cortando o mangue)
Ponto 18
7488575 0701815 Foz do Guapi
Ponto 19
7489391 0701530 Na foz do Guapi, mas em área de meandros e
canais que penetram o manguezal
Ponto 20
7489024 0702907 À margem do Guapi
Ponto 21
7490018 0704512 À margem do Guapi (água quase doce)
Ponto 22
7489301 0700164 Próximo à foz do Rio Roncador
Ponto 23
7490013 0699613 Área de mangue com sinais de ocupação urbana
96
Anexo 3 - Tabela de Parâmetros físico-químicos dos sedimentos coletados em 11/05/2001, 7/11/2001
e 8/11/2001
Estações
Ponto 1
Ponto 2
Ponto 3
Ponto 4
Ponto 5
Ponto 6
Ponto 7
Ponto 8
Ponto 9
Ponto 10
Ponto 11
Ponto 12
Ponto 13
Ponto 14
Ponto 15
Ponto 16
Ponto 17
Ponto 18
Ponto 19
Ponto 20
Ponto 21
Ponto 22
Ponto 23
pH
6,55
7,25
6,87
7,06
6,72
7,36
7,07
6,69
6,80
7,38
7,43
7,25
7,47
7,22
6,76
6,69
6,47
6,81
6,47
6,95
6,31
7,17
6,40
Eh
-137
-239
-191
-300
-102
-100
-158
-040
-001
-266
-216
-227
-289
-214
-197
-194
-047
-180
-146
-233
-155
-263
-174
T°C
24
24
24
24
24
24
24
24
31
32
32
30
32
31
31
32
32
32
32
31
31
31
31
Salinidade
27
29
31
30
34
35
31
36
34
34
30
31
32
34
31
15
8
18
18
11
35
30
33
97
Anexo 4 – Hidrocarbonetos poli-aromáticos (HPAs), nutrientes e carbono
Estação
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
Fósforo total (mg g-1)
1,42
1,40
1,65
0,76
1,90
1,47
1,94
0,53
0,47
0,73
0,74
0,67
0,85
0,87
1,20
0,93
0,81
1,07
1,37
0,90
1,03
0,94
0,62
COP (%)
18,48
15,12
25,67
38,56
20,28
17,92
18,21
44,79
20,43
18,18
13,81
21,05
26,41
20,42
22,32
19,14
18,74
26,88
26,79
25,73
13,76
14,75
21,54
HPAs (mg kg-1)
3,4
1,5
2,8
42,7
2,5
1,6
10,5
2,7
1,7
1,3
1,1
1,6
2,1
1,3
0,3
0,3
0,5
4,1
0,6
0,7
0,9
0,8
0,6
98
Anexo 5 - Parâmetros bioquímicos e microbiológicos dos sedimentos.
Estações
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
1
ASTE2
3,053
2,327
2,447
1,226
1,018
1,437
3,094
0,471
1,295
3,045
3,800
3,464
1,245
1,990
0,043
0,012
Nd
0,982
0,056
0,445
0,029
1,089
0,330
EST3
3,144
5,985
5,455
1,492
6,81
8,171
6,099
3,28
1,631
2,311
1,675
1,681
5,172
3,209
2,745
2,066
2,547
2,580
4,086
2,647
3,416
2,223
2,448
cocos
0,121
0,192
0,149
0,222
0,121
0,333
0,111
0,145
0,004
0,007
0,009
0,002
0,006
0,002
0,010
0,009
0,013
0,009
0,009
0,014
Nd
0,003
0,005
espirilos
Nd
0,179
0,14
0,227
0,192
0,198
0,07
0,086
0,002
Nd
Nd
Nd
Nd
Nd
0,001
0,001
0,001
0,001
Nd
0,001
Nd
Nd
Nd
Carbono bacteriano – (grupos morfológicos: cocos, espirilos, bastonetes) µg C/cm3;
ASTE – (Atividade do Sistema Transportador de Elétrons) µl O2/h/g e;
3
EST - (Atividade de Esterases) µg de fluoresceína/h/g.
Nd – concentração não detectável
2
bastonetes
0,306
0,406
0,378
0,403
0,388
0,546
0,347
0,329
0,026
0,014
0,024
0,004
0,014
0,014
0,036
0,032
0,045
0,026
0,023
0,045
0,001
0,007
0,020
99
Anexo 6 - Concentração de metais pesados nos sedimentos.
Estações
Cr
Cu
-1
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
Zn
Pb
-1
-1
Fe
Hg
(mg kg )
(mg kg )
(mg kg )
(mg kg )
(%)
(µg kg-1)
36,1
73,9
29,8
42,4
39,2
39,2
51,9
73,9
45,8
61,0
61,0
45,8
45,8
45,8
76,3
76,3
76,3
Nd
60,9
45,8
61,0
45,8
45,7
23,7
22,3
30,8
26,6
40,7
30,8
69,0
63,4
12,8
21,4
30,0
30,0
21,4
30,0
17,1
27,1
31,4
32,8
35,6
35,7
37,1
28,6
22,8
161,1
132,9
142,2
131,9
171,8
140,6
293,5
232,7
101,8
156,2
138,1
144,9
126,8
101,8
140,4
149,4
135,8
131,2
153,7
153,9
151,6
135,8
131,1
Nd
Nd
Nd
Nd
60,6
Nd
85,7
79,4
68,5
137,0
102,8
68,6
137,1
119,9
154,2
Nd
68,6
Nd
102,7
102,8
137,0
137,1
Nd
3,79
3,40
3,05
3,84
3,55
3,40
4,10
4,22
4,24
5,25
5,20
4,58
4,58
3,94
5,29
5,16
4,89
4,85
5,30
5,36
4,70
3,99
5,29
83,4
141,0
276,7
177,7
30,6
149,8
375,3
220,2
80,7
107,0
63,0
93,4
50,6
40,1
59,9
74,6
63,1
65,5
74,9
58,2
63,4
40,1
71,2
Nd – concentração não detectável
-1
100
Muito óleo
Óleo
Pouco Óleo
Vestígios
Sem Óleo
Anexo 7- Levantamento das regiões atingidas por óleo na Baia de Guanabara. Março / 2000.
Fonte: Imagem gentilmente cedida pelo Professor Dr. Ivan de Oliveira Pires
100