CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DE SEDIMENTOS ...

Comissão Nacional da Energia Nuclear

CENTRO DE DESENVOLVIMENTO DA TECNOLOGIA NUCLEAR

Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia das

Radiações, Minerais e Materiais

CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DE SEDIMENTOS -

ESTUDO DE CASO: Sub-Bacia do Ribeirão Espírito Santo, Afluente do

Rio São Francisco

Vanessa Kelly Saraiva

Dissertação apresentada como parte dos pré-requisitos para obtenção do Grau de Mestre em Ciência e Tecnologia das Radiações, Minerais e Materiais

Área de concentração: Ciência e Tecnologia dos Minerais e Meio Ambiente - CTMI

Linha de Pesquisa: Aplicações das radiações em estudos ambientais

Orientadora: Dra. Vanusa Maria Feliciano Jacomino

Belo Horizonte

2007

AGRADECIMENTOS

Ao CDTN e à CNEN,

Pela oportunidade do desenvolvimento deste trabalho, e pela concessão da bolsa;

À minha orientadora,

Prof.ª Dr.ª Vanusa Maria Feliciano Jacomino,

Por sua dedicação, compreensão, sabedoria e auxílio na realização deste trabalho;

Ao Instituto Mineiro de Gestão das Águas – IGAM,

Pelo apoio financeiro, sem o qual este trabalho não poderia ter sido efetivado;

Aos colegas do IGAM,

Em especial à Zenilde das Graças Guimarães Viola, que foi uma grande parceira para o

desenvolvimento deste trabalho;

Ao pessoal do Laboratório de Biogeoquímica do departamento de química da UFSCar,

Em especial ao Prof. Dr. Antônio Aparecido Mozeto e sua aluna de mestrado Erida,

Pelo apoio técnico na realização das análises de SVA/MES;

Ao pessoal do Laboratório de Ecologia de Bentos do ICB/UFMG,

Em especial ao prof. Dr. Marcos Callisto e aos técnicos Wander Ferreira e Pablo Moreno,

Pela inestimável ajuda na avaliação da estrutura da comunidade bentônica;

Ao Sr. Juvenal e sua esposa,

Pela compreensão e agradável recepção em sua fazenda nos períodos de coleta;

Aos funcionários,

Helena, pela inestimável ajuda na revisão de texto desta dissertação,

Maria Ângela, pelas análises de ativação neutrônica e as sugestões e críticas na avaliação

dos resultados;

Robson Cota e Jacqueline, pelo interesse e ensinamentos,

Luiz Carlos, Juliana, Milton, Walter de Brito, Ângela Amaral pelas análises químicas;

Aos profissionais do CDTN,

Que me auxiliaram nas rotinas administrativas, de pesquisa e de laboratório,

Em especial: Flávia, Rosália, Clotilde, Geraldinho, Namir, Dovenir, Lenira, Nívia, Vírginia, e

Wilmar;

Ao Marcos Roberto e toda sua equipe,

Pela contribuição nos trabalhos analíticos realizados no Laboratório do Setor Analítico da

Comissão Nacional de Energia Nuclear em Poços de Caldas;

Aos colegas da pós-graduação,

Em especial: Luciana, Marcela, Carol, Karyne, Estefânia, Cíntia, Valdirene, Kerley, ...

Pela agradável convivência;

Ao meu pai e minha mãe (sempre presente),

Por todo amor e dedicação;

Ao Bruno,

Meu eterno agradecimento, por seu amor, paciência e compreensão em todos os momentos;

A toda minha família: meus irmãos, meus cunhados e meus queridos sobrinhos,

Pelo incentivo e por compartilharem este e outros momentos tão importantes da minha vida;

A Deus...

Perguntaram ao Dalai Lama:

“O que mais te surpreende na humanidade?”

E ele respondeu:

“Os homens... Porque perdem a saúde pra juntar dinheiro, depois perdem dinheiro para

recuperar a saúde.

E por pensarem ansiosamente no futuro, esquecem do presente de tal forma que acabam não

vivendo nem o presente nem o futuro.

E vivem como se nunca fossem morrer...

... e morrem como se nunca tivessem vivido.”

CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DE SEDIMENTOS - ESTUDO DE

CASO Sub-Bacia do Ribeirão Espírito Santo, Afluente do Rio São Francisco


RESUMO

Valores-guia de qualidade de sedimentos (VGQS) têm sido usados para avaliar o risco ecológico associado à contaminação de sedimentos para organismos bentônicos. O principal objetivo deste trabalho foi o desenvolvimento de metodologias e levantamento de dados que permitissem a aplicação de VGQS para os metais Cd, Cu, Pb, Ni e Zn. O local escolhido foi a sub-bacia do ribeirão Espírito Santo, que integra a Unidade de Planejamento e Gestão de Recursos Hídricos – UPGRH SF4 da bacia do rio São Francisco, localizada junto ao núcleo urbano da cidade de Três Marias. A vida na sub-bacia é afetada, principalmente, pela instalação de uma barragem de rejeitos oriundos do beneficiamento do minério de zinco na região. Os estudos foram direcionados à caracterização biogeoquímica dos sedimentos por meio da determinação das concentrações de sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA), da determinação da fração de metais associada aos SVA nos sedimentos totais, denominada metais extraídos simultaneamente (MES) e do estudo da partição de metais entre os sedimentos totais e águas intersticiais. Os dados levantados foram interpretados em associação aos resultados da estrutura da comunidade bentônica e testes de ecotoxicidade. Os estudos incluíram ainda, a realização de análises das variáveis físico-químicas e da concentração de metais nas amostras de águas superficiais; análises mineralógicas, granulométricas, teor de matéria orgânica e concentração de contaminantes inorgânicos em amostras de sedimentos. Elevados valores de condutividade elétrica e sólidos totais dissolvidos foram obtidos em apenas uma estação de amostragem de água superficial. Os resultados das análises por ativação neutrônica mostraram que os elementos químicos predominantes nas amostras de sedimentos são o Ti, Al, V, Mn, e Fe. Os resultados das análises de metais totais nas amostras de sedimentos demonstraram que apenas o ponto localizado no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo, apresentou valores de concentração dos metais avaliados (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) acima dos valores obtidos no ponto de “background”. Os limites de TEL (“Threshold Effect Level”) e PEL (“Probable Effect Level”) não foram ultrapassados em nenhuma das campanhas de coleta. O Valor-Guia de Unidades Tóxicas de Águas Intersticiais (VGUTAI), preconizado pela USEPA, aplicado aos sedimentos foi violado em todos os pontos de amostragem. A aplicação do VGQS, baseado na teoria do equilíbrio de partição, mostrou que os metais são controlados pela fase sulfídrica presente nos sedimentos, indicando que os metais presentes nos sedimentos não estão biodisponíveis. Os resultados de avaliação da estrutura da comunidade bentônica indicaram uma possível influência da barragem de rejeitos sobre a estrutura da comunidade bentônica nos trechos avaliados do córrego Lavagem e no ribeirão Espírito Santo, a jusante da confluência com o córrego Lavagem. Os resultados dos testes de ecotoxicidade demonstraram a ocorrência apenas de efeitos tóxicos crônicos.

CRITERIA FOR EVALUATING SEDIMENT QUALITY - Case Study: Sub-Watershed of

Espírito Santo Stream; Affluent of the São Francisco River


ABSTRACT

“Sediment Quality Values Guidelines” (SQVG) have been used for evaluating ecological risk associated with the sediment contamination for benthonic organisms. The main objective of this work was to develop methodologies and to collect data that allowed the application of SQVG for the following metals: Cd, Cu, Pb, Ni and Zn. The location chosen for the case study was the sub-watershed of the Espírito Santo Stream, which is part of the Unit Planning and Hydrologic Resources Management– UPGRH SF4, of the São Francisco river watershed, located in the area of the city of Três Marias. The life in the sub-watershed is significantly affected by the installation of a waste dam that controls effluents coming from the zinc-ore beneficiation plant. Our studies addressed the biogeochemical characterization of the sediments of those environments through the determination of the concentrations of acid volatile sulfide (AVS), the study of the partitioning of metals among the total sediments and interstitial waters, and the determination of the fraction of metals associated with AVS in the total sediments. The data obtained were analyzed in association with those related to the analysis of the structure of the benthonic community and eco-toxicity tests. The studies also included analysis of the physico-chemical variables and concentration of metals in the samples of the surface water; mineralogical and granulometric analyses, quantity of organic matter and concentration of inorganic contaminants in the samples of sediments. High levels of electrical conductivity and total solids diluted were found in one surface water sample site. The results of a Neutron Activation Analysis (NAA) showed that the chemical elements predominant in the samples were Ti, Al, V, Mn and Fe. The results of the total metal analysis in sediment samples showed that only one point located in the Lavagem stream, situated immediately downstream the dam and before flowing into the Espirito Santo stream, presented concentration values of the evaluated metals (Cd, Cu, Pb, Ni and Zn) above those of the “background” value. The TEL limits (“Threshold Effect Level”) and PEL (“Probable Effect Level”) were not exceeded in any of the sampling campaigns. The Guidelines Interstitial Water Toxic Units (IWTU), established by the USEPA, was violated for all samples. The application of SQVG, based on the equilibrium partition theory, showed that metals are controlled by the sulfide-phase present in sediments. This indicates that the metals presented in the sediments may have low bio-availability. The results of the evaluation of the benthonic community structure indicated a possible influence of the waste dam in the Lavagem stream and in the Espírito Santo stream, downstream the confluence with the Lavagem stream. The results of eco-toxicity tests showed that contaminated sediment can cause only chronic effects.

LISTA DE FIGURAS

FIGURA 1.1: Bacia do Rio São Francisco.....................................................................................................................15 FIGURA 2.1: Vias de captação (“uptake”) dos metais pelos organismos bentônicos e peixes provenientes

de: 1) partículas dos sedimentos; 2) águas intersticiais; 3) coluna d’água e 4) cadeia alimentar (Fonte: CHAPMAN, et al., 1999). ...........................................................................................................................................21

FIGURA 2.2: Titulação de solução de sulfeto de ferro FeS amorfo com cádmio (adaptado de DI TORO et al., 1990). O eixo – X representa a quantidade de Cd adicionado normalizado pela quantidade de FeS presente inicialmente na amostra. O eixo-Y representa a concentração de Cd dissolvida. Os diferentes símbolos (? , ? e ?) mostrados representam as replicatas do experimento. ..............................................28

FIGURA 2.3: Porcentagem de mortalidade versus MES – SVA (A) e (?MES – SVA)/TOC (B) para sedimentos de mar in natura (?), para sedimentos de mar enriquecidos com metais (?), para sedimentos de água doce in natura (? ) e para sedimentos de água doce enriquecidos com metais (¦ ). As linhas tracejadas na vertical esboçam os limites de 90% de incerteza de mortalidade dos organismos (adaptado de USEPA, 2005). ..............................................................................................................29

FIGURA 2.4: Limites recomendados quando se utiliza a diferença ?MES – SVA normalizada pelo TOC: (?MES – SVA) / TOC.................................................................................................................................................30

FIGURA 2.5: Processo da condição para que ocorra a difração.............................................................................33 FIGURA 2.6: Grupo dos organismos sensíveis ou intolerantes à poluição (Fonte: GOULART &

CALLISTO, 2003). ......................................................................................................................................................41 FIGURA 2.7: Grupo dos organismos tolerantes à poluição (Fonte: GOULART & CALLISTO, 2003)......41 FIGURA 3.1: Localização do município de Três Marias, MG (CYTIBRAZIL, 2006). ....................................46 FIGURA 3.2: Bacias hidrográficas do estado de Minas Gerais (Fonte: IGAM, 2004).....................................47 FIGURA 3.3: Contribuição dos estados da federação na Bacia do Rio São Francisco em relação à vazão

média (2.850 m3/s) (Fonte: ANA, 2004)..................................................................................................................48 FIGURA 3.4: Contribuição dos principais afluentes na Bacia do Rio São Francisco em relação à vazão

média (2.850 m3/s) (Fonte: ANA, 2004)..................................................................................................................49 FIGURA 3.5: Mapa com domínios aqüíferos da bacia do rio São Francisco. À direita é mostrada uma foto

aproxi mada da região em estudo (Fonte: ANA, 2004).......................................................................................51 FIGURA 3.6: Mapa com a localização da estação de monitoramento de água localizada no rio São

Francisco, a jusante do reservatório de Três Marias (SF015) do Projeto Águas de Minas e as estações de monitoramento do presente projeto. .................................................................................................................56

FIGURA 3.7: Evolução Temporal do IQA Médio na estação SF015......................................................................57 FIGURA 3.8: Evolução temporal dos valores de ferro dissolvido e manganês total na estação SF015

(Fonte de dados: Projeto Águas de Minas). ..........................................................................................................58 FIGURA 4.1: Estação CL002, foto montante................................................................................................................61 FIGURA 4.2: Estação ES001, foto montante. ...............................................................................................................61 FIGURA 4.3: Estação ES002, foto montante. ...............................................................................................................62 FIGURA 4.4: Estação ES003, foto montante. ...............................................................................................................62 FIGURA 4.5: Mapa com a localização das estações de amostragem de água e sedimento. .............................63 FIGURA 4.8: Coleta de amostras de sedimentos para avaliação da estrutura da comunidade bentônica..66 FIGURA 4.9: Amostrador Surber utilizado na coleta de bentos.............................................................................67 FIGURA 4.10: Conjunto reacional para extração SVA/MES..................................................................................76 FIGURA 5.1: Resultados dos valores de oxigênio dissolvido....................................................................................80 FIGURA 5.2: Resultados dos valores de condutividade elétrica. ............................................................................80 FIGURA 5.3: Resultados das análises das concentrações de cádmio total nas amostras de água superficial.

...........................................................................................................................................................................................82 FIGURA 5.4: Resultados das análises das concentrações de cobre dissolvido nas amostras de água

superficial. ......................................................................................................................................................................82 FIGURA 5.5: Resultados das análises das concentrações de chumbo total nas amostras de água

superficial. ......................................................................................................................................................................82 FIGURA 5.6: Resultados das análises das concentrações de níquel total nas amostras de água superficial.

...........................................................................................................................................................................................83 FIGURA 5.7: Resultados das análises das concentrações de zinco total nas amostras de água superficial.83 FIGURA 5.8: Resultados das análises granulométricas em amostras de sedimentos........................................86 FIGURA 5.9: Resultados das análises de matéria orgânica em amostras de sedimentos.................................87 FIGURA 5.10: Resultados das análises da concentração de Cd total.....................................................................90 em amostras de sedimentos................................................................................................................................................90 FIGURA 5.11: Resultados das análises da concentração de Cu total.....................................................................91 em amostras de sedimentos................................................................................................................................................91 FIGURA 5.12: Resultados das análises da concentração de Pb total .....................................................................91

em amostras de sedimentos................................................................................................................................................91 FIGURA 5.13: Resultados das análises da concentração de Ni total ......................................................................92 em amostras de sedimentos................................................................................................................................................92 FIGURA 5.14: Resultados das análises da concentração de Zn total .....................................................................92 em amostras de sedimentos................................................................................................................................................92 FIGURA 5.15: Comparação dos resultados das análises de cádmio em sedi mentos com os Valores-Guia

Canadenses (TEL e PEL)...........................................................................................................................................94 FIGURA 5.16: Comparação dos resultados das análises de cobre em sedimentos com os Valores-Guia

Canadenses (TEL e PEL)...........................................................................................................................................94 FIGURA 5.17: Comparação dos resultados das análises de chumbo em sedimentos com os Valores-Guia

Canadenses (TEL e PEL)...........................................................................................................................................95 FIGURA 5.18: Comparaç ão dos resultados das análises de níquel em sedimentos com os Valores-Guia

Canadenses (TEL e PEL)...........................................................................................................................................95 FIGURA 5.19: Comparação dos resultados das análises de zinco em sedimentos com os Valores-Guia

Canadenses (TEL e PEL)...........................................................................................................................................96 FIGURA 5.20: Curva de calibração obtida usando o espectrômetro UV-VIS. .................................................100 FIGURA 5.21: Dendograma de similaridade de Bray-Curtis, elaborado a partir dos dados de diversidade,

equitabilidade e dominância das amostras de macroinvertebrados bentônicos (fev/06). ......................105 FIGURA 5.22: Gráfico bidimensional de similaridade de Bray-Curtis, elaborado a partir dos dados de

diversidade, equitabilidade e dominância das amostras de macroinvertebrados bentônicos (fev/06)..........................................................................................................................................................................................106

FIGURA 5.23: Representação gráfica das pontuações segundo o protocolo de avaliação rápida. ..............107

LISTA DE TABELAS

TABELA 2. 1: Valores-guia estabelecidos pelo “Canadian Council of Ministers of the Environment”

TEL e PEL. .......................................................................................................................... 23

TABELA 2.2: Produto de solubilidade de sulfetos metálicos em ordem decrescente. ....................... 27

TABELA 2.3: Valor crônico final (FCV) baseado nas concentrações de metais dissolvidos nas águas

intersticiais (USEPA, 1995b)................................................................................................. 31

TABELA 3.1: Disponibilidade hídrica na bacia do rio São Francisco (ANA, 2004). ........................ 50

TABELA 3.2: Tipos de solos e respectivas características e aptidões (CETEC, 1983). ..................... 53

TABELA 3.3: Valores dos níveis de IQA e suas respectivas faixas................................................. 57

TABELA 3.4: Valores dos níveis de CT e suas respectivas faixas (IGAM, 2004). ........................... 59

TABELA 4.1: Descrição das estações de amostragem na sub-bacia do ribeirão Espírito Santo. ......... 60

TABELA 4.2: Relação dos parâmetros analisados. ........................................................................ 65

TABELA 4.3: Valores certificados e medidos pela técnica de Análise por Ativação Neutrônica para os

materiais de referência, IAEA/Soil 7 e GBW 07411. ............................................................... 72

TABELA 4.4: Limites máximos permitidos para rios de Classe II. ................................................. 74

TABELA 4.5: Valores certificados e medidos para material de referência de sedimento (8704, Buffalo

River Sediment).................................................................................................................... 74

TABELA 4.6: Técnicas utilizadas e limites de detecção para análise dos metais. ............................. 75

TABELA 5.1: Resultados das análises mineralógicas em amostras de sedimentos. .......................... 85

TABELA 5.2: Resultados das concentrações de contaminantes inorgânicos em sedimentos obtidos

pela técnica de Análise por Ativação Neutrônica..................................................................... 90

TABELA 5.3: Resultados das concentrações de metais das amostras de águas intersticiais............... 97

TABELA 5.4: Resultados dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais - VGUTAI

na campanha de novembro de 2005. ....................................................................................... 97


na campanha de agosto de 2006. ............................................................................................ 98


na campanha de novembro de 2006. ....................................................................................... 98

TABELA 5.7: Recuperação de SVA............................................................................................. 99

TABELA 5.8: Curva de calibração obtida usando um espetrômetro UV-VIS, para a determinação de

sulfetos. ..............................................................................................................................100

TABELA 5.9: Resultados MES e SVA na campanha realizada em agosto de 2006. ........................100

TABELA 5.10: Resultados MES e SVA na campanha realizada em nov/06 de 2006. ......................101

TABELA 5.11: Resultados dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição - TEP na

campanha de agosto de 2006. ...............................................................................................102

TABELA 5.12: Resultados dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição - TEP na

campanha de novembro de 2006. ..........................................................................................102

TABELA 5.13: Abundância relativa (%) da fauna de insetos aquáticos (fev/06). ............................104

TABELA 5.14: Ocorrência de toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia nas

amostras de águas superficiais. .............................................................................................108

TABELA 5.15: Ocorrência de toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia nas

amostras de águas intersticiais. .............................................................................................109

TABELA 5.16: Ocorrência de toxicidade crônica com o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia nas

águas de lixiviação das amostras de sedimentos. ....................................................................110

TABELA 5.17: Ocorrência de toxicidade aguda para o microcrustáceo Daphnia similis nas amostras

de águas superficiais. ...........................................................................................................111

TABELA 5.18: Ocorrência de toxicidade aguda para o microcrustáceo Daphnia similis nas amostras

de águas intersticiais. ...........................................................................................................111

TABELA 5.19: Ocorrência de toxicidade aguda para o microcrustáceo Daphnia similis nas águas de

lixiviação das amostras de sedimentos...................................................................................112

SUMÁRIO

CAPÍTULO I 13

1. INTRODUÇÃO 13 1.1. Essência e Natureza do Problema 13 1.2. Justificativa 16 1.3. Objetivo 17 1.4. Apresentação do Trabalho 18

CAPÍTULO II 20

2. REVISÃO DE LITERATURA 20 2.1. A Importância dos Sedimentos nos Ecossistemas Aquáticos 20 2.2. Descrição dos Valores – Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS 22 2.2.1. Valores – Guia Canadenses 22 2.2.2.Valores – Guia Baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição 24 2.2.3. Valores – Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais - VGUTAI 30 2.3. Técnicas Analíticas Empregadas 32 2.3.1. Difração de Raios-X 32 2.3.2. Análise por Ativação Neutrônica 34 2.3.3. Espectrometria de Absorção Atômica em Chama 35 2.3.4. Espectrometria de Absorção Atômica em Forno de Grafite 36 2.3.5. Espectrometria de Emissão Atômica com Plasma Indutivamente Acoplado 37 2.3.6. Espectroscopia no Ultravioleta e Visível 37 2.4. Avaliação da Estrutura dos Organismos Bentônicos 39 2.5. Análises Ecotoxicológicas 43

CAPÍTULO III 45

3. ÁREA DE ESTUDO 45 3.1.Características Fisiográficas 45 3.2. Localização 45 3.3. Clima 48 3.4. Hidrologia 48 3.5. Relevo e Vegetação 50 3.6. Hidrogeologia 50 3.7. Tipos de Solo 51 3.8. Uso e Ocupação do Solo 52 3.9. Usos da água 54 3.10. Qualidade das Águas 54

CAPÍTULO IV 60

4. METODOLOGIA 60 4.1. Definição da Rede de Amostragem 60 4.2. Parâmetros Avaliados 65 4.3. Metodologia de Coleta, Preservação e Preparação das Amostras 65 4.3.1. Coleta e Preservação das Amostras 65 4.3.2. Preparação das Amostras 67 4.4. Análise Granulométrica e da Composição Mineralógica dos Sedimentos 69 4.5. Análise do Conteúdo de Matéria Orgânica Presente nos Sedimentos 69 4.6. Metodologia Analítica 70

4.6.1. Determinação dos Parâmetros Físico-Químicos 70 4.6.2. Determinação de Metais em Amostras de Sedimentos pela Técnica de Análise por Ativação Neutrônica 70 4.6.3. Determinação de Metais pela Técnica de Espectrometria de Absorção ou de Emissão Atômica 73 4.7. Levantamento e Avaliação da Estrutura da Comunidade Bentônica 77 4.8. Avaliação e Determinação da Toxicidade Aguda e Crônica 77

CAPÍTULO V 79

5. RESULTADOS E DISCUSSÕES 79 5.1. Resultados das Análises Físico-Químicas e da Concentração de Metais nas Amostras de Águas Superficiais 79 5.1.1. Análises Físico-Químicas 79 5.1.2. Análise da Concentração de Metais 81 5.2. Resultados das Análises das Concentrações de Contaminantes Inorgânicos e da Caracterização das Amostras de Sedimentos 83 5.2.1. Caracterização Mineralógica 83 5.2.2. Caracterização Granulométrica 84 5.2.3. Teor de Matéria Orgânica 86 5.2.4. Análise da Concentração de Contaminantes Inorgânicos pela Técnica de Ativação Neutrônica 88 5.2.5. Concentrações de Metais Totais 89 5.3. Aplicação dos Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos 93 5.3.1. Comparação dos Resultados de Metais dos Sedimentos com os Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos - VGQS Canadenses (TEL e PEL) 93 5.3.2. Aplicação dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais – VGUTAI 96 5.3.2.1. Resultados das Análises de Metais em Águas Intersticiais 96 5.3.2.2. Aplicação dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais 96 5.3.3. Aplicação dos Valores-Guia Baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição –TEP 99 5.3.3.1. Resultados das Análises de Sulfetos Volatilizáveis por Acidificação (SVA) e Metais Extraídos Simultaneamente (MES) 99 5.3.3.2. Aplicação dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição 101 5.4. Avaliação da Estrutura da Comunidade Bentônica 103 5.5. Resultados dos Ensaios Ecotoxicológicos nas Amostras de Águas Superficiais, Intersticiais e Sedimentos 107 5.5.1. Toxicidade Crônica 107 5.5.2. Toxicidade Aguda 111

CAPÍTULO VI 114

6. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES 114

CAPÍTULO VII 119

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 119

APÊNDICES 127

13 CAPÍTULO I – Introdução

CAPÍTULO I

1. INTRODUÇÃO

1.1. Essência e Natureza do Problema

O crescimento da população mundial estimula o aumento das atividades industriais,

comerciais e agropecuárias. O desenvolvimento dessas atividades, de forma não sustentável,

contribui para a contaminação dos recursos hídricos superficiais e subterrâneos em

decorrência do lançamento de rejeitos contendo metais, matérias orgânicas, fertilizantes,

pesticidas, óleos, percolados tóxicos de lixões, entre outros. Conseqüentemente, além da

escassez, a sociedade mundial está se deparando com a queda da qualidade das águas em

taxas muito acentuadas. Para combater esta ameaça é necessário avaliar a magnitude e a

natureza dos problemas envolvidos e, portanto, estudos que contribuam para um melhor

entendimento da relação causa-efeito, entre os processos produtivos e seu impacto ambiental

em ecossistemas aquáticos são, cada vez mais importantes e indispensáveis (MANAHAN,

1991).

De acordo com Mozeto, et al. (2003), os estudos de avaliação da qualidade da água têm

sofrido ao longo dos últimos anos algumas mudanças substanciais, as quais, direta e

indiretamente, afetam a concepção dos programas de monitoração ambiental. Essas mudanças

de paradigma levam a uma nova abordagem que inclui a avaliação da qualidade dos

sedimentos, um compartimento que era, até bem pouco tempo, apenas considerado como um

acumulador de nutrientes e de uma variedade de contaminantes. Pesquisas relacionadas à

troca de espécies químicas dissolvidas entre o sedimento e a coluna d’água demonstram que

esse compartimento não pode ser considerado apenas como um ambiente de (geo)

acumulação de nutrientes (bem como, e às vezes, de contaminantes), mas também de trocas

e/ou interações dessas espécies com a coluna d’água e a biota residente (USEPA, 2005).


No Brasil, até o presente momento, a grande preocupação no que tange ao monitoramento dos

sedimentos tem sido mais do ponto de vista quantitativo (por exemplo, a avaliação do impacto

ambiental decorrente do despejo de dragagem dos sedimentos) conforme descrito na

Resolução nº. 344, de 25 de março de 2004, do Conselho Nacional de Meio Ambiente –

CONAMA, a qual “estabelece as diretrizes gerais e os procedimentos mínimos para a

avaliação do material a ser dragado em águas jurisdicionais brasileiras, e dá outras

providências” (CONAMA, 2004).

A Resolução nº. 357, de 17 de março de 2005, do CONAMA dispõe sobre a classificação dos

corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento e estabelece que a

classificação de cursos de água deve ser feita com base nos seus usos preponderantes,

incluindo, por exemplo, se os mesmos são destinados à proteção das comunidades aquáticas e

pesca amadora.

É importante salientar que a Resolução nº. 357 não leva em conta o fato dos sedimentos

agirem como um reservatório de contaminantes para o ambiente e para os organismos que

vivem ou estão em contato direto com esse meio e que, portanto, eles podem representar um

risco potencial para a biota. A avaliação eficaz deste risco requer o entendimento da relação

entre a concentração de contaminantes presente nos sedimentos e a ocorrência de efeitos

deletérios à biota. Na prática, Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos (VGQS) têm sido

utilizados para avaliar o risco decorrente da exposição de organismos aquáticos a

contaminantes que, eventualmente, possam estar presentes nos sedimentos (SILVÉRIO,

2003).

O presente estudo é o resultado de um acordo de cooperação técnica e científica firmado entre

o Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear – CDTN e o Instituto Mineiro de Gestão

das Águas – IGAM, com a finalidade de levantar dados para a aplicação de Valores-Guia de

Qualidade de Sedimentos – VGQS para os metais Cd, Cu, Pb, Ni e Zn estabelecidos por

agências ambientais internacionais, já que no Brasil não existem valores regulamentados e

validados pelos órgãos ambientais oficiais para avaliar os efeitos adversos à biota em

decorrência da contaminação de sedimentos. Para tanto, foi feito o levantamento de dados

físico-químicos, biológicos e ecotoxicológicos em amostras de águas superficiais, intersticiais

(água que ocupa os interstícios dos grãos do substrato de um ambiente aquático) e de

sedimentos.


O local escolhido para o desenvolvimento e aplicação das metodologias propostas neste

trabalho foi a sub-bacia do ribeirão Espírito Santo, que integra a Unidade de Planejamento e

Gestão de Recursos Hídricos – UPGRH SF4 da bacia do rio São Francisco (FIG. 3.2),

localizada junto ao núcleo urbano da cidade de Três Marias.

A seleção desse local deve-se, principalmente, a sua importância em relação ao uso e

ocupação do solo, além do fato de ser um importante afluente do rio São Francisco, o qual

nasce na serra da Canastra, município de São Roque de Minas, sudoeste de Minas Gerais e

chega ao oceano Atlântico na divisa entre os estados de Alagoas e Sergipe, apresenta 2.700

km de extensão, e sua bacia drena uma área de 639.219 km2. Na FIG. 1.1 é mostrado um

mapa da bacia do rio São Francisco com a localização do município de Três Marias.

FIGURA 1.1: Bacia do Rio São Francisco

(MINITÉRIO DOS TRANSPORTES, 2000).


No final do ano de 2002 foi implantada nas cabeceiras do córrego Lavagem, tributário do

ribeirão Espírito Santo, uma barragem de rejeitos oriundos do beneficiamento do minério de

zinco, o qual apresenta em sua composição além do zinco, inúmeros componentes dentre os

quais contaminantes como cádmio, cobre e chumbo. A fim de averiguar a influência dessa

barragem de rejeitos nas águas e sedimentos do córrego Lavagem e ribeirão Espírito Santo foi

instalada uma rede para a obtenção de dados para avaliação do risco à biota decorrente da

contaminação de sedimentos com metais (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn).

Os resultados deste estudo piloto poderão subsidiar reavaliação de diretrizes para o manejo

sustentado dos recursos ambientais, como também o estabelecimento de ações para mitigar os

impactos na região. A veiculação das informações obtidas nesse trabalho para a comunidade e

os Comitês de Bacias Hidrográficas possibilitará um maior conhecimento dos impactos e dos

riscos ambientais decorrentes das atividades antropogênicas no local.

1.2. Justificativa

A degradação ambiental está provocando a redução da quantidade e da qualidade dos peixes

no rio São Francisco. Além da pesca predatória, a vida na bacia é afetada pela retirada das

matas ciliares, assoreamento, lançamento de esgoto e lixo, que há anos vêm matando o rio aos

poucos. Além disso, o uso indiscriminado de agrotóxicos em suas margens e de seus afluentes

contribui para acelerar os processos de degradação ambiental. Outro problema são as

indústrias, sobretudo em Três Marias, que lançam despejos tóxicos no rio, seja de modo

acidental ou inconseqüente, favorecendo a redução da vida no Rio São Francisco e de seus

afluentes.

A sub-bacia selecionada para este estudo sofre com a influência de uma bacia de rejeitos

oriundos da produção de zinco, a qual foi implantada nas cabeceiras do córrego Lavagem em

Três Marias em 2002. Este curso de água deságua no ribeirão Espírito Santo que, por sua vez,

é afluente direto do rio São Francisco.

No Brasil, assim como em muitos outros países, a avaliação dos efeitos adversos à biota em

decorrência da contaminação de corpos hídricos enfoca quase que exclusivamente a coluna de

água, sem levar em conta que os sedimentos constituem-se no compartimento preferencial de

armazenamento e reprocessamento de contaminantes e nutrientes. Mesmo o processo de


enquadramento dos rios não leva em conta a qualidade dos sedimentos como fator

determinante para proteção das comunidades aquáticas, uso da água para consumo humano,

pesca, recreação de contato secundário, entre outros.

A avaliação da qualidade da água na bacia hidrográfica do Alto curso do rio São Francisco no

município de Três Marias tem sido feita desde 1997 dentro do projeto Águas de Minas, o qual

contempla apenas um ponto localizado a jusante do reservatório de Três Marias. Portanto, a

implantação de uma nova rede para avaliar não só a qualidade da água, mas também dos

sedimentos, irá possibilitar a obtenção de informações que permitam uma análise mais

detalhada dos riscos ambientais associados às atividades industriais potencialmente

contaminadoras existentes na região.

1.3. Objetivo

O principal objetivo deste estudo foi o desenvolvimento e implantação de metodologias de

avaliação da qualidade de sedimentos em uma sub-bacia do Alto São Francisco em Minas

Gerais. Para tanto, foi instalada uma rede dirigida para o levantamento de dados da qualidade

das águas e dos sedimentos do ribeirão Espírito Santo e do córrego Lavagem, afluentes direto

e indireto do rio São Francisco na região de Três Marias.

Para se atingir o objetivo principal do trabalho, as seguintes atividades foram desenvolvidas:

• Implantação uma rede de avaliação da qualidade de água e sedimentos na região de

interesse;

• Determinação da granulometria e composição mineralógica dos sedimentos por meio

de análises granulométricas e de Difração de raios – X;

• Estimativa da concentração dos contaminantes inorgânicos que, eventualmente,

possam estar nos sedimentos e que apresentem características nucleares adequadas

para a Análise por Ativação Neutrônica;

• Estimativa da concentração dos metais Cd, Cu, Pb, Ni e Zn nos sedimentos e nas

águas superficiais e intersticiais pelas técnicas de Espectrometria de Absorção

Atômica com Atomização Eletrotérmica (ETAAS) e/ou de Espectrometria de Emissão

Atômica com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP - AES);


• Desenvolvimento e implantação de um método analítico para determinação das

concentrações de sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA) e metais extraídos

simultaneamente (MES) em amostras de sedimento;

• Levantamento de dados sobre a estrutura da comunidade bentônica no sistema

aquático em estudo;

• Realização de ensaios de ecotoxicidade aguda e crônica em amostras de águas

superficiais, intersticiais e de sedimentos;

• Aplicação de Valores – Guia de Qualidade de Sedimentos propostos por órgãos

ambientais internacionais.

1.4. Apresentação do Trabalho

Esta pesquisa encontra-se estruturada em seis capítulos, cada um com um tema específico

relativo ao objeto de estudo.

O Capítulo I – Introdução: caracteriza a relevância do estudo.

O Capítulo II – Revisão Bibliográfica: são apresentadas informações sobre a importância dos

sedimentos nos ecossistemas aquáticos, bem como os conceitos relacionados aos critérios de

avaliação da qualidade dos sedimentos utilizados no presente estudo, a importância do

biomonitoramento e uma breve descrição das técnicas analíticas utilizadas.

O Capítulo III – Área de Estudo: apresenta uma descrição da área de estudo, incluindo

informações sobre as suas características físiográficas tais como, sua localização, clima,

hidrologia, geologia, relevo, vegetação, assim como dados sobre os usos da água e solo. Além

disso, são apresentados resultados do programa de monitoramento da qualidade da água

executado pelo IGAM.

O Capítulo IV – Materiais e Métodos: descreve a metodologia de amostragem e de análise

utilizadas no presente trabalho para o levantamento de dados físico-químicos, químicos,

biológicos e ecotoxicológicos das águas superficiais, intersticiais e nos sedimentos.


O Capítulo V – Resultados e Discussões: são apresentados os resultados gerados e avalia-se a

coerência das informações obtidas.

O Capítulo VI – Conclusões e Recomendações: aborda os indicativos dos resultados avaliados

na pesquisa.

20 CAPÍTULO II – Revisão de Literatura

CAPÍTULO II

2. REVISÃO DE LITERATURA

2.1. A Importância dos Sedimentos nos Ecossistemas Aquáticos

De uma maneira geral, os sedimentos podem ser definidos como um aglomerado de partículas

orgânicas e inorgânicas presentes no leito dos rios. Eles formam um importante

compartimento desse ecossistema aquático, pois representam habitats para uma grande

variedade de organismos, além de funcionarem como um reservatório de inúmeras

substâncias químicas de baixa solubilidade. Desempenham também um papel fundamental

nos processos de assimilação, transporte e deposição de contaminantes, além de serem uma

fonte direta de nutrientes para os organismos bentônicos (que vivem no fundo do rio) e,

indireta, para os organismos de níveis tróficos mais elevados (ADAMS, 1992 citado por

BRIGANTE &ESPÍNDOLA, 2003).

Grande parte dos contaminantes presentes nos esgotos domésticos e efluentes industriais

lançados nos corpos de água superficial pode ser depositada nos sedimentos, fazendo com que

os mesmos se tornem uma fonte ou sumidouro de espécies químicas consideradas tóxicas.

Conseqüentemente, é clara a importância da preservação da qualidade dos sedimentos para a

proteção da comunidade aquática.

A biodisponibilidade e a toxicidade dos metais e metalóides presentes nos sedimentos e nas

águas intersticiais (água que ocupa os interstícios dos grãos do substrato de um ambiente

aquático) são influenciadas por uma variedade de fatores, incluindo: fases ligantes dos metais

nos sedimentos, alterações químicas nas águas intersticiais, como por exemplo, pH, potencial

redox (Eh), dureza e salinidade, além das alterações na mobilidade dos metais promovida

pelos organismos bentônicos (CHAPMAN, et al., 1999).

As interações químicas, físicas e biológicas dos metais e metalóides com os sedimentos são

extremamente complexas (FIG. 2.1), não podendo ser simplificadas sem que haja uma perda

substancial de informações. Essas simplificações podem resultar em suposições e decisões

incorretas sobre os efeitos deletérios e riscos causados por sedimentos contaminados.


FIGURA 2.1: Vias de captação (“uptake”) dos metais pelos organismos bentônicos e peixes

provenientes de: 1) partículas dos sedimentos; 2) águas intersticiais; 3) coluna d’água e 4)

cadeia alimentar (Fonte: CHAPMAN, et al., 1999).

Obs.

Me à íon livre do metal;

MeL à metal Me complexado com um ligante L;

=POC-Me; =FeOO-Me, =MnOO-Me; MeS à metal ligado à carbono orgânico particulado, hidróxidos de

ferro e manganês e sufetos, respectivamente.

O fato dos sedimentos agirem como reservatório de metais, metalóides e outras substâncias

tóxicas para o ambiente, bem como para os organismos que vivem em contato direto com esse

compartimento, despertou uma nova preocupação na gestão de recursos hídricos, ou seja, a

necessidade do monitoramento da qualidade dos sedimentos visando um melhor entendimento

da relação entre a exposição decorrente da presença de contaminação nesse meio e a

ocorrência de efeitos adversos à biota.

Valores-guia de qualidade de sedimentos – VGQS (USEPA, 1991b) têm sido usados para

avaliar o risco associado à contaminação de sedimentos para organismos bentônicos. Esses,

por sua vez, têm sido derivados de vários órgãos ambientais internacionais (ENVIROMENT

CANADA, 1995; USEPA, 2005), podendo ser citados:

1. Valores-guia canadenses, os quais foram baseados em bancos de dados de efeitos e

não efeitos. Neste caso, foram derivados dois valores-guia o TEL (“threshold effect

level”) e o PEL (“probable effect level”);


2. Valores-guia baseados na teoria do equilíbrio de partição (TEP) para metais extraídos

simultaneamente (MES), sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA) e carbono

orgânico total (TOC);

3. Valores-guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais – VGUTAI.

2.2. Descrição dos Valores – Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS

2.2.1. Valores – Guia Canadenses

Os valores – guia do Canadá são baseados em um banco de dados químicos e biológicos

obtidos na América do Norte e elaborados sob patrocínio do Conselho Canadense de

Ministérios do Meio Ambiente (CCME), o qual originou o Protocolo de Derivação dos

Princípios Canadenses para a Qualidade dos Sedimentos e para a Proteção da Vida Aquática

(ENVIROMENT CANADA, 1995). A elaboração desse protocolo teve por objetivo

estabelecer critérios para ava liação da qualidade dos sedimentos e do significado toxicológico

das substâncias associadas aos mesmos para os organismos aquáticos.

A experiência canadense também já foi incorporada pela Companhia de Tecnologia e

Saneamento Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB) na avaliação da contaminação das

águas paulistas desde 2002, conforme o Relatório de Qualidade das Águas Interiores do

Estado de São Paulo (CETESB, 2005).

O Protocolo Canadense estabelece dois valores-guia de várias substâncias químicas

individuais com base em valores de concentração específicos, quais sejam: TEL (“Threshold

Effect Level”) e PEL (“Probable Effect Level”). Esses valores-guia são baseados nas

concentrações totais e na probabilidade de ocorrência de efeitos deletérios na biota em

decorrência da sua exposição a esses níveis de concentração. O menor limite – TEL

representa a concentração abaixo da qual raramente são esperados efeitos adversos para os

organismos aquáticos. O maior limite – PEL representa a concentração acima da qual são

freqüentemente esperados efeitos adversos para os organismos. Na faixa entre TEL e PEL

situam-se os valores onde ocasionalmente espera-se a ocorrência de tais efeitos.


A aplicação destes valores-guia no presente trabalho teve caráter meramente orientativo na

busca de evidências da presença de contaminantes em concentrações capazes de causar efeitos

deletérios, sobretudo, com relação à toxicidade para a biota, mas não como critério de corte de

qualidade dos sedimentos.

Alguns estudos têm indicado que, em certas regiões, é comum encontrar valores de referência

(“background”), ou seja, sem interferência antropogênica, acima dos valores – guia de

qualidade dos sedimentos adotados no Canadá. Por exemplo, os limites de TEL e PEL para o

cádmio são de 0,6 e 3,5 mg/kg, respectivamente. Entretanto, experimentos realizados no

Canadá indicaram que o limite do TEL para o cádmio foi excedido em 20% das 97.133

amostras de sedimentos de água doce coletadas pelo Programa Nacional de Reconhecimento

Geoquímico (“National Geochemical Reconnaissance” – NGR) do Estudo Geológico do

Canadá (“Geogical Survey of Canadá”) e do PEL, em 1%. Estes dados demonstram que os

valores de TEL e PEL podem não ser indicativos da contaminação dos sedimentos devendo,

portanto, serem utilizados conjuntamente com outros critérios de avaliação (PAINTER, 1994

citado por CHAPMAN et al., 1999). A TAB. 2.1 apresenta os limites de TEL e PEL

estabelecidos pelo Canadá para os quatro metais: cádmio, cobre, chumbo e zinco. Como o

níquel não apresenta limites de TEL e PEL foi utilizado a “Approach to the Assessment of

Sediment Quality in Florida Coastal Waters”.

TABELA 2. 1: Valores-guia estabelecidos pelo “Canadian Council of Ministers of the

Environment” TEL e PEL.

PARÂMETROS TEL(mg/kg) a PEL(mg/kg) b

Cádmio 0,6 3,5

Cobre 35,7 197

Chumbo 35 91,3

Níquel 18,0c 35,9c

Zinco 123 315

a à TEL “Threshold Effect Level”, ou seja, concentrações abaixo deste valor são raramente associadas a efeitos

biológicos adversos.

b à PEL “Probable Effect Level”, ou seja, concentrações acima deste valor são freqüentemente associadas a

efeitos biológicos adversos.

c à FDEP - Florida Department of Environmental Protection, 1994. “Approach to the Assessment of Sediment

Quality in Florida Coastal Waters.


Os VGQS não consideram os efeitos antagônicos, aditivos ou sinérgicos de outros

contaminantes que podem estar presentes nos sedimentos. Estudos mais detalhados são

necessários para compreender o significado toxicológico da biomagnificação dos metais que

ocorre quando os predadores consomem organismos bentônicos que acumularam metais dos

sedimentos (ANKLEY, 1996 citado por USEPA, 2005).

2.2.2.Valores – Guia Baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição

A Teoria do Equilíbrio de Partição – TEP leva em consideração que metais (Cd, Cu, Pb, Ni e

Zn) sofrem partição entre os sedimentos totais, os sulfetos volatilizáveis por acidificação

(SVA, principalmente, monosulfetos amorfos de ferro), as águas intersticiais e os organismos

bentônicos, bem como entre outras fases dos sedimentos, tais como carbono orgânico total e

íons carbonato (DI TORO, et al., 1992).

Quando as concentrações de metais são expressas em termos de concentração total, as

respostas biológicas não têm um mesmo comportamento, ou seja, sedimentos de origens

distintas exibem diferentes graus de toxicidade para uma mesma quantidade total desses

elementos (BERRY, et al., 1996). Esse fato sugere que a biodisponibilidade de metais nos

sedimentos está relacionada à atividade química dessas substâncias no sistema sedimento-

água intersticial (água que ocupa os interstícios dos grãos de sedimentos) (DI TORO, et al.,

1992).

O modelo da TEP é baseado na determinação das concentrações de metais presentes nos

sedimentos que predizem sobre a presença ou a ausência de toxicidade nesse compartimento

(DI TORO, et al., 1992). Os VGQS foram desenvolvidos para proteger organismos

bentônicos dos efeitos da toxicidade associada com a exposição direta dos cinco metais (Cd,

Cu, Pb, Ni e Zn) presentes nos sedimentos. É importante mencionar que são necessários

estudos adicionais visando a derivação de Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS

para outros metais, tais como mercúrio, arsênio e cromo (USEPA, 2005).

A concentração do sedimento CS que corresponde à concentração letal (CL50) para 50% de

organismos - teste medida em ensaios de toxicidade realizados somente em água é dada por:

Cs* = Kp.CL50 (2.1)


Onde Cs* (µg kg-1, peso seco) é a concentração CL50 de metais no sedimento, Kp (L kg-1) é o

coeficiente de partição entre a água intersticial e a fase sólida, e CL50 (µg L-1) é a

concentração que causa 50% de mortalidade em organismos - teste na água.

Estudos em laboratório têm confirmado que os sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA)

constituem-se na maior fase ligante para metais catiônicos (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) em

sedimentos anaeróbicos (DI TORO, et al., 1990; ANKLEY, et al., 1991 e CARLSON, et al.,

1991 citado por LIBER et al., 1996). Em sedimentos óxidos, a biodisponibilidade dos metais

é controlada por outras fases ligantes tais como carbono orgânico particulado, íons carbonato

e óxidos de ferro e manganês (JENNE, 1968, 1977; OAKLEY, et al., 1980; LUOMA e

BRYAN, 1981 citados por USEPA, 2005). Cada mol de SVA pode se ligar a um mol de íons

bivalentes, tais como cádmio, cobre, chumbo, níquel e zinco (chamados conjuntamente de

metais extraídos simultaneamente – MES).

Levando-se em conta que os SVA reagem com metais para formar sulfetos metálicos

insolúveis, a equação 2.1 torna-se:

Cs* = SVA + Kp.CL50 (2.2)

Onde SVA é a concentração dos sulfetos volatilizáveis por acidificação nos sedimentos. A

equação 2.2 indica que, pelo fato dos SVA poderem se ligar a metais e formarem sulfetos

altamente insolúveis, a concentração do metal em um sedimento que, eventualmente, poderá

causar toxicidade nos organismos aquáticos é tão menor quanto maior for a concentração de

SVA presente.

Na prática, a concentração letal de metais presentes nos sedimentos a ser utilizada para a

avaliar a sua toxicidade é a concentração de metais extraídos simultaneamente – MES (metais

extraídos no procedimento de extração do SVA, método descrito por ALLEN et al., 1992).

Isto porque deve ser levado em conta que o método de extração dissolve apenas a fração

ligada fracamente aos SVA, que é aquela potencialmente biodisponível (o que não for

dissolvido nessa extração não será considerado potencialmente tóxico para a biota aquática).

Conseqüentemente, a concentração de metais nos sedimentos realmente relevante do ponto de

vista ecotoxicológico é a dos MES (USEPA, 2005). Sendo assim, a equação 2.2 torna-se:


MES = SVA + Kp.CL50 (2.3)

O método do SVA se baseia no fato de que o segundo termo na equação 2.3 pode ser

desprezado em condições anóxidas, onde ocorre o favorecimento da presença de sulfetos.

Neste caso, a concentração crítica (MES = SVA), e o critério para a falta de toxicidade será

dado por:

MES – SVA = 0.0 (µmol g-1, peso seco) (2.4)

Levando-se em conta que a fração orgânica do carbono (Carbono Orgânico Total – TOC)

constitui-se em uma outra fase controladora dos metais (USEPA, 2005), um prognóstico mais

exato quanto à presença de toxicidade nos sedimentos pode ser obtido a partir da aproximação

do segundo termo da equação 2.3. Nesse caso, o coeficiente Kp da equação 2.3 pode ser

expresso com base no coeficiente de partição carbono-água, Kco e na fração do carbono

orgânico no sedimento, fco.

Kp = fco. Kco (2.5)

Ao substituir esta relação na equação 2.3, e rearranjando os termos, tem-se:

(MES – SVA) / fco = Kco.CL50 (2.6)

O método descrito a seguir utiliza o termo (MES – SVA) / fco para predizer a toxicidade e

avaliar a concentração crítica (correspondente ao termo Kco.CL50) com base em valores

observados MES, SVA e fco.

Na presença de múltiplos metais é utilizado o MES total, ou seja, o somatório dos cinco

metais: Cd, Cu, Pb, Ni e Zn. A equação final torna-se:

(?MES – SVA) / fco = Kco.CL50 (2.7)


Portanto, na presença de sulfetos de ferro amorfos, esses metais formam sulfetos metálicos

que são mais insolúveis que FeS, de acordo com a reação:

FeS + M2+ à Fe2+ + MS (2.8)

Onde M simboliza um dos cinco metais (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) que pode estar presente nos

sedimentos. Esta reação irá se processar desde que o sulfeto metálico apresente produto de

solubilidade menor que do sulfeto de ferro (DI TORO, 1992). A TAB. 2.2 apresenta os

valores dos produtos de solubilidade (RUSSEL, 1994) dos sulfetos metálicos de ferro,

cádmio, cobre, chumbo, níquel e zinco em ordem decrescente de Kps. Como pode ser

verificado, o FeS apresenta o maior produto de solubilidade entre os sulfetos dos metais

citados anteriormente.

TABELA 2.2: Produto de solubilidade de sulfetos metálicos em ordem decrescente.

Compostos Kps

FeS 4,0 x 10-19

NiS 3,0 x 10-21

ZnS 1,2 x 10-23

CdS 1,0 x 10-28

PbS 7,0 x 10-29

CuS 8,0 x 10-37

Na FIG. 2.2 são apresentados resultados de testes realizados para avaliar o efeito da presença

de FeS amorfo sobre a disponibilidade de metais em amostras de sedimentos (DI TORO et al.,

1990). Conforme pode ser verificado ocorre um aumento significativo da concentração de Cd

dissolvido quando a razão [CdA]/[FeS(s)]i se aproxima de 1 (sendo, [CdA] a concentração de

Cd adicionado e [FeS(s)]i, a concentração inicial de FeS no sedimento). Esse fato demonstra

que quando o Cd adicionado reage completamente com o excesso de FeS presente no

sedimento, a partir deste ponto o Cd passa para a fase aquosa (dissolvida) ficando, portanto,

potencialmente biodisponível.


FIGURA 2.2: Titulação de solução de sulfeto de ferro FeS amorfo com cádmio (adaptado de DI TORO et al., 1990). O eixo – X representa a quantidade de Cd adicionado normalizado pela quantidade de FeS presente inicialmente na amostra. O eixo-Y representa a concentração de Cd dissolvida. Os diferentes símbolos (? , ? e ?) mostrados representam as replicatas do experimento.

A toxicidade para organismos bentônicos não tem sido observada em ensaios de

ecotoxicidade em sedimentos que apresentam ? MES – SVA = 0. Entretanto, se

? MES – SVA = 0, o sedimento não necessariamente irá apresentar toxicidade. Nesse caso,

pode haver o controle de outra fase, por exemplo, a do carbono orgânico total (TOC).

Portanto, faz-se necessária a correção pelo TOC (USEPA, 2005), que poderá ser a fase

controladora nessas situações. As FIG. 2.3 A e B demonstram que a correção do ?SVA –

MES pelo TOC diminui a faixa de incerteza do prognóstico de toxicidade dos sedimentos, a

qual é representada pela distância entre as linhas pontilhadas na vertical.

Cd

diss

olvi

do (m

g/L

)

Cd adicionado (µmol Cd/ µmol FeS)


FIGURA 2.3: Porcentagem de mortalidade versus MES – SVA (A) e (?MES – SVA)/TOC (B) para sedimentos de mar in natura (?), para sedimentos de mar enriquecidos com metais (?), para sedimentos de água doce in natura (? ) e para sedimentos de água doce enriquecidos com metais (¦ ). As linhas tracejadas na vertical esboçam os limites de 90% de incerteza de mortalidade dos organismos (adaptado de USEPA, 2005).

Os valores-guia recomendados quando se utiliza a diferença ?(MES – SVA) normalizada

pelo TOC: (?MES – SVA) / TOC são aqueles apresentados na FIG. 2.4.

Mor

talid

ade

(%)

Mor

talid

ade

(%)

(?MES – SVA)/foc (µmol/goc)

MES – SVA (µmol/g)


FIGURA 2.4: Limites recomendados quando se utiliza a diferença ? MES – SVA

normalizada pelo TOC: (?MES – SVA) / TOC.

O modelo (?MES - SVA) / TOC é conceitualmente simples, entretanto, tem sido utilizado

com grande sucesso para predizer sobre a não toxicidade dos sedimentos. Para predizer se o

sedimento é realmente tóxico, outros critérios também devem ser aplicados. Nesse caso,

recomenda-se o uso conjunto de (?MES - SVA)/TOC e os Valores-Guia de Unidades Tóxicas

das Águas Intersticiais (VGUTAI) (USEPA, 2005).

2.2.3. Valores – Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais –

VGUTAI

Como mencionado anteriormente, os sedimentos têm um papel fundamental no transporte

físico, geoacumulação e acumulação bio lógica de nutrientes e contaminantes orgânicos e

inorgânicos. A água intersticial é reconhecida como sendo a fase que contém os metais e

outras substâncias verdadeiramente biodisponíveis sendo, portanto, uma das principias vias de

exposição dos contaminantes para a biota aquática. É também considerada como o vetor de

transporte de compostos químicos dissolvidos entre a coluna da água e o substrato sedimentar.

Na maioria das vezes, a concentração de metais dissolvidos nas águas intersticiais é baixa em

relação ao sedimento total, principalmente, em se tratando de sedimentos anóxidos e

sulfídricos, onde a formação de sulfetos metálicos de baixa solubilidade retém os metais na

fase sólida (ALLEN et al., 1992; USEPA, 2005). Entretanto, mesmo que a concentração de

metais na água intersticial seja baixa, os macroinvertebrados bentônicos ingerem (filtram)

essa fase solúvel onde se encontram os metais dissolvidos. À medida que esses contaminantes

vão sendo depurados do sedimento pelos organismos bentônicos, um novo equilíbrio é

(?MES – SVA) / COT

<130 µmolL-1

TOXICIDADE NÃO PROVÁVEL

Entre 130 – 3000 µmolL-1

TOXICIDADE INCERTA

>3000 µmolL-1

TOXICIDADE PROVÁVEL


estabelecido. Nesse caso, ocorre a dissolução dos metais que se encontravam na fase sólida e

mais metais passam para a água intersticial repondo, portanto, aqueles que foram consumidos

pelos organismos. Portanto, a bioacumulação poderá ser favorecida nesse processo.

Os valores – guia das águas intersticiais são calculados da seguinte forma (USEPA, 2005):

VGUTAI i = [Mi, d] / FCVi,d (2.9)

Onde VGUTAI para um determinado metal i é igual a concentração deste metal dissolvido na

água intersticial [Mi,d], dividido pelo correspondente valor crônico final FCVi,d, o qual

corresponde à concentração do metal na água intersticial que provoca a mortalidade de 50%

dos organismos em testes de bioensaios. As fórmulas para o cálculo do valor crônico final

para cada metal estão apresentadas na TAB. 2.3.

TABELA 2.3: Valor crônico final (FCV) baseado nas concentrações de metais dissolvidos

nas águas intersticiais (USEPA, 2005).

Metal FCV (µg/L)

Cádmio [ ])490,3)][ln(7852,0( −bdurezaa eCF

Cobre [ ])465,1)][ln(8545,0(960,0 −durezae

Chumbo [ ])705,4)][ln(273,1(791,0 −durezae

Níquel [ ])1645,1)][ln(8460,0(997,0 +durezae

Zinco [ ])7614,0)][ln(8473,0(986,0 +durezae

a = fator de conversão para calcular o FCV para o cádmio: CF = 1,101672-[(ln dureza)(0,041838)].

b = dureza da água intersticial, foi considerada 50 mg/L de CaCO3.

Na determinação da dureza utilizada nos cálculos dos FCV’s, foram realizadas análises de

cálcio e magnésio nas amostras de águas intersticiais, e o valor aproximado de dureza obtido

para a área em estudo foi de 50 mg/L de CaCO3, portanto empregou-se esse valor de dureza

nos cálculos de FCV.


Foi feito o cálculo do VGUTAI para cada um dos cinco metais (Cd, Cu, Pb, Zn e Ni),

separadamente e, a seguir, o somatório do VGUTAI dos cinco metais, como apresentado na

equação 2.10. Se o somatório for menor ou igual a 1, o sedimento não excede os VGUTAI

para estes metais, mas se o somatório for maior que 1 e, conjuntamente,

(?MES – SVA) / TOC = 3000 µmol L-1, os sedimentos podem ser considerados tóxicos e

conseqüentemente, podem causar efeitos adversos às comunidades aquáticas. Até o presente

momento esse VGQS foi desenvolvido para a aplicação na presença dos cinco metais cádmio,

cobre, chumbo, níquel e zinco, e estudos complementares estão sendo realizados para a

inserção de novos metais como cromo (USEPA, 2005).

[ ][ ]

[ ][ ]

[ ][ ]

[ ][ ]

[ ][ ]

[ ][ ]dZn

dZn

dNi

dNi

dPb

dPb

dCu

dCu

dCd

dCd

idi

di

FCV

M

FCV

M

FCV

M

FCV

M

FCV

M

FCVM

,

,

,

,

,

,

,

,

,

,

,

. ++++=∑ (2.10)

Sendo

[Mi,d] = concentração do metal dissolvido na água intersticial;

[FCVi,d] = valor crônico final para o respectivo metal i.

2.3. Técnicas Analíticas Empregadas

A seguir, é feita uma descrição sucinta das principais técnicas analíticas utilizadas no presente

estudo para determinação da composição química e mineralógica das amostras de sedimentos

das sub-bacias do ribeirão Espírito Santo e córrego Lavagem em Três Marias, quais sejam:

Difração por raios – X (DRX), Análise por Ativação Neutrônica (NAA), Espectrometria de

Absorção Atômica em Chama (FAAS) e com Forno de Grafite (GFAAS), Espectrometria de

Emissão Atômica com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP - AES) e Espectroscopia no

Ultravioleta e Visível (UV/VIS).

2.3.1. Difração de Raios-X

A difração de raios-X é uma técnica importante de análise estrutural, a qual possibilita a

quantificação das fases cristalinas e os estudos da estrutura interna dos materiais cristalinos.


A difração resultante de um cristal é uma propriedade física e uma característica fundamental

das substâncias cristalinas. O comprimento de onda dos raios-X é da ordem de nanômetros, e

as distâncias entre os átomos num cristal são suficientemente próximas para o cristal servir de

rede de difração para os raios-X.

Medidas dos ângulos de difração de raios-X, cujos comprimentos de ondas são conhecidos,

são usadas para calcular o espaçamento interatômico num cristal e, assim, a estrutura

cristalina do mesmo (RUSSEL, 1994).

A FIG. 2.5 ilustra o efeito de difração dos raios-X. Quando um feixe de raios-X incide sobre

um conjunto de planos cristalinos, cuja distância interplanar é d, o ângulo de incidência é ? e

? é o comprimento da onda. Os feixes refletidos por dois planos subseqüentes apresentarão o

fenômeno da difração. Isto é, se a diferença entre seus caminhos óticos for um número inteiro

de comprimentos de onda, haverá superposição construtiva (um feixe de raios-X será

observado); caso contrário, ocorrerá superposição destrutiva, neste caso não se observará

qualquer sinal de raios-X.

FIGURA 2.5: Processo da condição para que ocorra a difração.

A expressão 2.11 é conhecida como lei de Bragg é uma relação entre a distância entre as

camadas dos átomos, o comprimento de onda da radiação X e o ângulo de difração, a qual

desempenha papel fundamental no uso da difração de raios-X para estudos cristalográficos.

θλ sen2dn = (2.11)

Sendo:


n: ordem de difração

? :comprimento de onda do raio-X

d: distância interplanar

?: ângulo entre o raio incidente e os planos

Dentre as vantagens da técnica de difração de raios – X para a caracterização de fases,

destacam-se: a simplicidade e rapidez do método, a confiabilidade dos resultados obtidos

(pois o perfil de difração obtido é característico para cada fase cristalina), a possibilidade de

análise de materiais compostos por uma mistura de fases e uma análise quantitativa destas

fases.

2.3.2. Análise por Ativação Neutrônica

A Análise por Ativação Neutrônica (NAA) é amplamente conhecida por sua sensibilidade

para detecção e determinação de um grande número de elementos químicos. Esse método

consiste, basicamente, da produção de radionuclídeos artificiais a partir de elementos estáveis

por meio da irradiação sob um fluxo de nêutrons e medida das radiações emitidas pelos

radionuclídeos formados. A técnica apresenta vantagens em relação às técnicas químicas de

análise por eliminar o ataque químico às amostras, pela ausência de branco analítico,

independência em relação à forma química dos elementos, necessidade de pequena

quantidade de amostra, além da precisão, exatidão e sensibilidade (ADLOFF &

GUILLAUMONT, 1993).

A reação nuclear que ocorre é do tipo (n, ?) na qual o nuclídeo captura um nêutron, emitindo

radiação gama (equação 2.12). A probabilidade de ocorrência dessa reação nuclear depende

das características do nuclídeo alvo como a secção de choque a determinada energia de

nêutrons, abundância isotópica, além da meia-vida do radionuclídeo formado.

( ) 1*, +AZ

AZ XnX γ (2.12)

Sendo:

XAZ = nuclídeo alvo;

? = nêutron térmico;


? = radiação gama;

1* +AZX = radionuclídeo formado.

Adloff & Guillaumont (1993) destacam entre as principais características da ativação

neutrônica o fato de cerca de 70% dos elementos químicos naturais poderem ser

determinados, pois, têm propriedades nucleares adequadas para serem investigados por essa

técnica; possui capacidade de análise multielementar em uma extensa faixa de concentração,

sem envolver o tratamento químico prévio das amostras, além do fato de necessitar de

pequena quantidade de amostra.

As limitações da técnica estão relacionadas com a necessidade de se dispor de um irradiador

de nêutrons, envolvendo custo e mão de obra especializada.

No presente estudo foi aplicado método k0 de ativação neutrônica onde em paralelo à amostra

é irradiado apenas um comparador/padrão para cálculo da atividade específica. É um método

semi-absoluto que utiliza a convenção de Högdahl (DE CORTE, 1986; MENEZES et al.,

2006).

2.3.3. Espectrometria de Absorção Atômica em Chama

A Espectrometria de Absorção Atômica (AAS) é uma técnica de análise usada para

determinar a presença e a quantidade de um determinado metal em solução, baseia-se no

princípio da formação de átomos livres e a absorção da radiação ultravioleta por estes átomos

(ROBINSON, 1986 citado por AMORIM, 2006). É uma técnica muito utilizada para a

determinação de elementos com baixos teores de concentração pela sua versatilidade analítica

(chama, forno de grafite e geração de hidreto).

A sensibilidade da técnica varia muito com o tipo de amostra analisada e do tipo de fonte

atomizadora utilizada (AMORIM, 2006) que pode ser, por exemplo, a chama como no caso

da Espectrometria de Absorção Atômica em Chama (FAAS) ou como na Espectrometria de

Absorção Atômica em Forno de Grafite (GFAAS).


Na (FAAS) a solução a ser analisada é aspirada e convertida num aerossol em um

nebulizador. Nesse processo ocorre a injeção de um gás oxidante (geralmente, o ar ou o óxido

nitroso) e, posteriormente, ocorre a mistura da amostra com um gás combustível

(habitualmente, o acetileno) e o gás oxidante. A fração da mistura constituída por gotas com

uma adequada distribuição de tamanhos (~ 10 µm ou menos) é introduzida na chama, onde é

vaporizada e dissociada (OSÓRIO NETO, 1996). Devido à elevada temperatura da chama (~

2300 ou ~ 2700 K, respectivamente, para a chama de ar/acetileno e para a chama de óxido

nitroso/acetileno), o solvente é evaporado e as pequenas partículas que se formam são

fundidas, vaporizadas e dissociadas em átomos.

Cada analito necessita de uma chama ideal, capaz de dissociá-lo e produzir átomos livres.

Após a formação destes átomos, estes são irradiados por uma radiação específica do elemento

a ser analisado, proveniente da fonte (lâmpada de cátodo oco do elemento em questão). Dessa

forma, os átomos presentes na chama absorverão apenas a radiação com comprimento de

onda referente ao elemento químico do qual fazem parte (GROHSE, 1999).

2.3.4. Espectrometria de Absorção Atômica em Forno de Grafite

Na prática, a procura de técnicas analíticas cada vez mais sensíveis conduziu ao

desenvolvimento da técnica Espectrometria de Absorção Atômica em Forno de Grafite

(GFAAS), também chamada de Espectrometria de Absorção Atômica com Atomização

Eletrotérmica (ETAAS). A grande sensibilidade desta técnica torna-a ideal para a aplicação na

análise de elementos ultratraços.

A energia necessária para a atomização é conseguida passando-se uma alta corrente elétrica

através do tubo onde é colocada a amostra. A luz proveniente da fonte passa pelo centro do

tubo. Após o aquecimento do forno, o vapor atômico gerado no forno absorve a luz da fonte.

O sinal fornecido é transiente, ou seja, um pico é fornecido à medida que a concentração

atômica no forno aumenta, decrescendo com a difusão dos átomos no forno. Portanto, a altura

ou área do pico nos fornece a quantidade de átomos do analito que estão presentes no forno

(OSÓRIO NETO, 1996).


No presente estudo, a técnica GFAAS foi utilizada para análise de cádmio nas amostras de

águas superficial e intersticial e dos sedimentos e de cobre, níquel e chumbo nas amostras de

águas superficiais em decorrência dos teores extremamente baixos presentes nessas amostras.

2.3.5. Espectrometria de Emissão Atômica com Plasma Indutivamente

Acoplado

A Espectrometria de Emissão Atômica com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP-AES) é

uma técnica que realiza determinações multielementares em diversas matrizes como: água,

sedimento, amostras geológicas em geral, biomateriais dentre outras. Com uma ampla faixa

linear dinâmica a técnica permite análises de elementos em baixas e altas concentrações.

No ICP-AES as amostras são aspiradas através de uma bomba peristáltica para um

nebulizador, gerando um aerosol que é transportado para uma tocha de plasma de argônio que

atinge temperaturas entre 6000-10000 K. Nessa etapa os processos de evaporação do solvente,

atomização, vaporização, ionização e excitação dos elementos presentes na amostra ocorrem.

Os átomos excitados estão em um estado de energia maior e quando retornam ao estado

fundamental emitem energia. Esta energia emitida é característica do elemento e é

proporcional à sua concentração (OSÓRIO NETO, 1996). A intensidade de emissão das

linhas características, difratada por uma rede, é integralizada e convertida diretamente em

concentração dos elementos através de software específico acoplado a um computador.

O ICP-AES tem capacidade de analisar quantitativamente cerca de 65 elementos. Geralmente,

o ICP-AES apresenta limites de detecção similares ou em alguns casos superiores aos limites

do FAAS.

A técnica de ICP-AES foi usada para as determinações de cobre, níquel e chumbo em

sedimentos e de zinco nas amostras de águas superficiais e de sedimentos.

2.3.6. Espectroscopia no Ultravioleta e Visível

A técnica consiste na determinação de concentrações de substâncias em solução que

absorvem radiação com comprimentos de onda característicos.


Quando uma radiação eletromagnética encontra uma molécula, ocorrerá uma interação entre a

radiação e os elétrons das camadas eletrônicas que formam as ligações químicas, através da

absorção desta energia. Este processo de absorção é específico de cada ligação molecular.

O instrumento usado na espectroscopia UV/VIS é chamado de espectrofotômetro. As partes

básicas do espectrofotômetro são a fonte de radiação, o recipiente da amostra, o

monocromador e o detector. As fontes de radiações nas regiões UV e visível são lâmpadas

incandescentes ou tubos de descarga. Uma amostra, usualmente líquida, é inserida no

caminho óptico do aparelho, e então, a luz UV e/ou visível em um certo comprimento de

onda, ou em uma faixa de comprimentos de ondas, é passada pela amostra. O

espectrofotômetro mede a quantidade de luz que foi absorvida pela amostra. A partir dessa

informação, a absorbância de ambos é determinada para esse certo comprimento de onda ou

para uma faixa de comprimentos de onda.

O método utilizado para determinar quantitativamente a concentração de substâncias químicas

em solução que absorvem radiação baseia-se na Lei de Beer-Lambert, a qual é dada por:

CLIIA ε=

−= 0

10log (2.13)

Sendo:

A a absorbância medida;

I0 a intensidade da luz incidente a um dado comprimento de onda;

I a intensidade transmitida pela amostra;

L o caminho óptico ou distância percorrida pela luz no interior da amostra;

e constante conhecida como absortividade molar (a qual varia de substância para substância);

C concentração da substância.

A escolha do comprimento de onda e conseqüentemente da cor de luz é muito importante. Por

exemplo, a análise de sulfeto produz uma coloração azul proporcional à concentração de

sulfeto na amostra (quanto maior a concentração de sulfeto, mais escura a coloração); o

comprimento de onda na faixa de 678 nm foi o utilizado nesta análise, pois a solução azulada

absorve mais intensamente luz neste comprimento de onda. Portanto, a absorção de luz pela

solução será proporcional à concentração do soluto presente na solução (RAO, 1967).


2.4. Avaliação da Estrutura dos Organismos Bentônicos

Alguns dos principais métodos para avaliar a qualidade dos ambientes aquáticos envolvem a

avaliação da estrutura de comunidades aquáticas, a identificação de espécies indicadoras de

qualidade, estudos ecotoxicológicos e de bioacumulação.

A comunidade bentônica (do grego bénthos = profundidade) é formada por animais

(zoobentos) e vegetais (ftobentos). Esta comunidade caracteriza-se por habitar o sedimento ou

a superfície deste. Os zoobentos são classificados, freqüentemente, segundo o tamanho dos

organismos, o qual é determinado utilizando-se peneiras de diferentes tamanhos de abertura

de malha (ESTEVES, 1998). No presente trabalho, a determinação do tamanho dos zoobentos

foi realizada utilizando-se peneiras de tamanho de malha de 0,5 mm, ou seja, foram avaliados

apenas os organismos visíveis a olho nu, correspondente aos macroinvertebrados.

A utilização de macroinvertebrados bentônicos apresenta vantagens e desvantagens que

devem ser consideradas. Como vantagens têm-se:

• Apresentam ciclo de vida longo permitindo, portanto, respostas temporais;

• Podem ser vistos a olho nu, o que facilita a sua identificação e triagem;

• São sésseis e de pouca mobilidade;

• Técnicas de amostragem simples e padronizadas;

• O custo dos equipamentos de coleta e análise é relativamente baixo;

• São abundantes e apresentam grande diversidade de espécies, o que fornece uma

ampla gama de respostas sensíveis a variações da concentração de poluentes, com

organismos sensíveis, tolerantes e resistentes à poluição.

Dentre as dificuldades têm-se:

• As análises quantitativas necessitam de um elevado número de amostras, o que pode

aumentar de forma considerável o seu custo financeiro;

• Variações sazonais podem dificultar as interpretações dos resultados;

• Alguns grupos não são bem conhecidos taxonomicamente pelo fato das chaves de

identificação utilizadas serem desenvolvidas no exterior.


Os zoobentos constituem-se em uma fonte alimentar importante para os peixes, são valiosos

indicadores da degradação ambiental, além de influenciarem em processos que poderão afetar

a ciclagem de nutrientes e contaminantes no sistema aquático (WALLACE & WEBSTER,

1996; REYNOLDSON, 1978 citado por SWARTZ & LEE, 1980). Estes processos incluem:

bioacumulação, biodegradação, transferência trófica, biodeposição e bioturbação

(REYNOLDSON, 1987 citado por SWARTZ & LEE, 1980). Contudo os bentos podem agir

como acumuladores e condutores de contaminantes por processos físicos, químicos e

biológicos. Estes organismos habitam o substrato de fundo (sedimentos, detritos, troncos,

macrófitas aquáticas, algas filamentosas e etc.) de habitats aquáticos, em pelo menos uma

fase de seu ciclo vital e podem ser retidos por tamanho de malha de 200 a 500 micrômetros.

Os invertebrados compreendem o maior número de indivíduos, espécies e biomassa em

quaisquer ambientes dulcícolas, entre estes se destacam em especial os insetos, que dominam

os sistemas de água doce, quer sob o ponto de vista numérico, como sob a ótica relativa à

diversidade, podendo ser ultrapassados apenas pelos nemátodos em termos numéricos e de

biomassa. Os macroinvertebrados são representados por vários grupos taxonômicos, tais

como - Platyhelminthes, Annelida, Crustacea, Mollusca, Insecta (MERRITT & CUMMINS,

1988).

Inúmeras ferramentas estatísticas têm sido utilizadas para avaliar a diversidade bentônica,

incluindo índices de diversidade de Shannon-Wiener, estimativas de abundância e densidade

de organismos, índices como BMWP (“Biological Monitoring Working Party”),

classificações em grupos tróficos funcionais (coletores, herbívoros ou predadores),

identificação de habitats preferenciais, estimativas das relações entre número de

Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera (EPT) versus Chironomidae e Oligochaeta e

estimativas de integridade biótica.

Os macroinvertebrados podem ser classificados dentro de três grupos: sensíveis ou

intolerantes, tolerantes e resistentes de acordo com sua tolerância frente às adversidades

ambientais.

O grupo dos organismos sensíveis ou intolerantes compreende representantes das ordens de

insetos aquáticos Ephemeroptera, Trichoptera e Plecoptera. Estes organismos são

caracterizados pela necessidade de elevadas concentrações de oxigênio dissolvido na água


para sobreviverem. Normalmente são habitantes de ambientes com alta diversidade de

habitats (GOULART & CALLISTO, 2003). A FIG. 2.6 mostra três indivíduos que integram

este grupo.

FIGURA 2.6: Grupo dos organismos sensíveis ou intolerantes à poluição (Fonte: GOULART

& CALLISTO, 2003).

O grupo dos organismos tolerantes é formado por uma ampla variedade de insetos aquáticos e

outros invertebrados, incluindo moluscos, bivalves, algumas famílias de Diptera e,

principalmente, por representantes das ordens Heteroptera, Odonata e Coleoptera, embora

algumas espécies destes grupos sejam habitantes típicos de ambientes não poluídos. A

necessidade de concentrações elevadas de oxigênio dissolvido é menor, uma vez que parte

dos representantes deste grupo, como os Heteroptera, adultos de Coleoptera e alguns

Pulmonata (Gastropoda) utilizam o oxigênio atmosférico. A diversidade de habitats onde

vivem estes organismos diminui, em função de uma maior flexibilidade do grupo (muitos

heterópteros e coleópteros vivem na lâmina de água ou interface coluna d’água-superfície)

(GOULART & CALLISTO, 2003). Na FIG. 2.7 são mostrados três exemplos deste grupo.

FIGURA 2.7: Grupo dos organismos tolerantes à poluição (Fonte: GOULART &

CALLISTO, 2003).


O grupo dos resistentes (vide FIG. 2.8) é formado por organismos extremamente tolerantes a

ambientes impactados. Esse grupo é constituído, principalmente, por larvas de Chironomidae

e outros Diptera e por toda a classe Oligochaeta. Esses organismos são capazes de viver em

condição anóxida (depleção total de oxigênio) por várias horas, além de serem organismos

detritívoros, ou seja, se alimentam da matéria orgânica depositada no sedimento, o que

favorece a sua adaptação aos mais diversos ambientes. Tanto os Oligochaeta quantos os

Chironomidae são organismos de hábito fossorial, ou seja, que passa a maior parte do tempo

em galerias sob o solo ou sob o folhiço (deposição de folhas e galhos) não possuindo nenhum

tipo de exigência quanto à diversidade de habitats (GOULART & CALLISTO, 2003).

FIGURA 2.8: Grupo dos organismos resistentes à poluição (Fonte: GOULART &

CALLISTO, 2003).

No presente trabalho os seguintes parâmetros foram calculados: densidade (número de

indivíduos por m2), riqueza da fauna (número de grupos identificados) e os índices de

diversidade de Shannon-Wiener (H') e de eqüitabilidade de Pielou (E) (MAGURRAN, 1991)

como ferramentas para auxiliar no tratamento dos dados. O programa Primer 5 for Windows,

Plymouth Routines in Multivariate Ecologycal Research foi utilizado para os cálculos desses

índices.

A diversidade de espécies está associada a uma relação entre o número de espécies (riqueza) e

a distribuição do número de indivíduos entre as espécies (eqüitabilidade). Essa definição está

explicitada nos índices de Shannon-Wiener e de Pielou, que conjugam estas duas variáveis

(ODUM, 1988).


O Índice de Diversidade de Shannon (H’) leva em consideração a riqueza das espécies e sua

abundância relativa (MAGURRAN, 1991), sendo definido por:

∑=

=S

i

pipiH1

log' (2.15)

Sendo pi = ni/N; onde ni corresponde ao número de indivíduos da espécie i em cada amostra,

N ao número total de indivíduos e S, ao número total de espécies.

O Índice de Uniformidade de Pielou (E) é um índice de eqüitabilidade ou uniformidade

(MAGURRAN, 1991), em que a uniformidade refere-se ao padrão de distribuição dos

indivíduos entre as espécies, sendo definido por:

SH

Elog

= (2.16)

Sendo H, o Índice de Shannon e S, o número de espécies ou grupos existentes.

2.5. Análises Ecotoxicológicas

Em função do uso abusivo e descontrolado de contaminantes de todos os tipos, orgânicos e

inorgânicos e, em virtude da imensidão de compostos que podem chegar aos corpos hídricos,

as análises químicas se tornam limitadas, sendo que muitas vezes os resultados obtidos não

permitem uma avaliação criteriosa dos efeitos das substâncias sobre os seres vivos. Dessa

forma, alguns métodos biológicos como os ensaios ecotoxicológicos ou biotestes são cada vez

mais empregados (KNIE & LOPES, 2004).

A análise ecotoxicológica tem por finalidade avaliar se e em qual grandeza as substâncias

químicas são nocivas e como seus efeitos se manifestam sobre organismos vivos. Os testes

ecotoxicológicos não fornecem nenhuma informação a respeito de qual substância está

causando o efeito tóxico, no entanto, os resultados dos testes podem ser interpretados em

associação aos resultados das análises químicas, para a investigação sobre o causador desses

efeitos.


Todas as substâncias químicas têm um potencial de toxicidade sobre os organismos que

depende da concentração. Com isso, os organismos desencadeiam sua capacidade de

assimilação com danos menores, que consiste principalmente na metabolização e excreção

dos agentes agressores. O resultado desta interação é o efeito mensurável pelos ensaios

ecotoxicológicos, denominados efeitos agudos ou crônicos e resultam em morte ou em

alterações no crescimento, na reprodução, no metabolismo, em deformações e no

comportamento dos organismos-teste (KNIE & LOPES, 2004).

Os testes agudos detectam os efeitos observados em curtos períodos de tempo, e geralmente

são irreparáveis, enquanto os testes crônicos detectam danos após um período maior de

exposição aos contaminantes.

45 CAPÍTULO III – Área de Estudo

CAPÍTULO III

3. ÁREA DE ESTUDO

3.1.Características Fisiográficas

A seguir, é feita uma descrição geral das características físiográficas da área de estudo

incluindo, informações sobre a sua localização, clima, hidrologia, geologia, relevo, vegetação,

bem como de usos da água e solo. Além disso, são apresentados resultados do programa de

monitoramento da qualidade da água executado pelo IGAM.

3.2. Localização

O município de Três Marias originou-se do antigo distrito de Barreiro Grande, que pertencia

ao município de Corinto até o ano de 1963, quando se emancipou e em 1975 passou a se

chamar Três Marias. A região fora ponto de fixação de fazendeiros, de grande importância

constituindo uma fronteira agrícola importante num momento em que Minas Gerais ainda não

vislumbrava a febre do ouro. O município dista cerca de 300 km de Belo Horizonte, seguindo

pela BR-040 no sentido de Brasília, possuindo uma área total de aproximadamente 2.675 km²

e uma população: 24.927 habitantes. Essas informações foram produzidas a partir dos dados

do Censo Demográfico de 2000 do IBGE, com estimativa para 2005.

Na economia são relevantes os setores agropecuários, extração vegetal, pesca, industrial e

serviços, sendo este último o que abrange a grande maioria da população. No ramo industrial

destacam-se as indústrias alimentícias, de confecção de artigos para vestuário, e metalurgia.

Sua localização privilegiada (FIG. 3.1) foi caminho obrigatório no processo de descoberta e

interiorização do Brasil, que foi alavancado pela construção da barragem de Três Marias.

Em maio de 1957, o então presidente, Juscelino Kubitschek, iniciou o trabalho de construção

da barragem de Três Marias, objetivando a regularização do curso das águas do rio São

Francisco nas cheias periódicas e melhorar a navegabilidade, a utilização do potencial

hidrelétrico e o fomento da indústria e irrigação. A conclusão da obra se deu em janeiro de

1961, representando um verdadeiro recorde mundial de construção desta natureza. A


barragem tem 3.250 m de comprimento total, altura máxima de 56,9 m e um volume útil de

15.278 bilhões de m3 e banha 8 municípios, que integra um importante pólo turístico da

região. Em 1962 foi inaugurada a Usina Hidrelétrica de Três Marias sob administração da

Companhia Energética de Minas Gerais – CEMIG, sendo considerada de grande importância

para o Brasil. Sua potência instalada de 396 MW fornece 80% da energia consumida na

região norte de Minas (CEMIG, 2006).

FIGURA 3.1: Localização do município de Três Marias, MG (CYTIBRAZIL, 2006).

Outro fator que contribuiu para o crescimento do município foi a ida da Votorantim Metais

Zinco S.A. - VM para a região. O objetivo principal dessa unidade é a produção de zinco

metálico em lingotes, ligas de zinco e óxido de zinco. Sua capacidade de produção anual é de

cerca de 180.000 toneladas. O minério processado na planta industrial da VM em Três Marias

é originado das minas de Paracatu e Vazante, ambas localizadas na região noroeste do estado

de Minas Gerais. Cerca de 82,9% das reservas de zinco brasileiras estão localizadas nesses

municípios.

O minério existente nos depósitos de Vazante é silicatado, constituído de willemita e

calamina, com teores de zinco variando entre 16% e 39%. A mina possui reservas de cerca de

2 milhões de toneladas de zinco contido. É a maior jazida brasileira de minério de zinco, com

uma produção de 133,7 mil toneladas/ano de concentrado silicatado. O minério de Paracatu é

do tipo sulfetado, esfalerita, com teores de zinco entre 5% e 5,2%, produz cerca de 37 mil

toneladas/ano de zinco a partir de minério de zinco sulfetado (DNPM, 2005).


O Grupo Votorantim Metais Zinco S.A. é o único produtor de minério de zinco no Brasil. A

usina metalúrgica da VM em Três Marias/MG é única unidade industrial no mundo capaz de

utilizar de forma integrada os concentrados de zinco silicatado e sulfetado.

A região selecionada integra a Unidade de Planejamento e Gestão de Recursos Hídricos –

UPGRH SF4 da bacia do rio São Francisco (FIG. 3.2). Esta unidade drena uma área de cerca

de 18.710 km2, abrangendo 15 municípios, quais sejam: Abaeté, Arapurá, Biquinhas, Cedro

do Abaeté, Felixlândia, Matutina, Morada Nova de Minas, Paineiras, Pompeu, Santa Rosa da

Serra, São Gonçalo do Abaeté, São Gotardo, Tiros, Três Marias, Varjão de Minas.

FIGURA 3.2: Bacias hidrográficas do estado de Minas Gerais (Fonte: IGAM, 2004).


3.3. Clima

A região do Alto São Francisco é caracterizada como tendo muitas chuvas de verão, que caem

de novembro a abril. No inverno tem-se o período de estiagem.

As temperaturas médias anuais variam ao redor de 23oC e a umidade relativa do ar em torno

de 78%. As diversas características climáticas permitiram a classificação da região como

tropical úmida, sendo que em algumas áreas é temperada. As precipitações pluviométricas na

região variam de 1200 a 1500 mm. (ANA, 2004).

3.4. Hidrologia

A vazão natural média da bacia do rio São Francisco de 2.850 m3/s, sendo que cerca de 73,5%

desta vazão é proveniente do estado de Minas Gerais, como mostra a FIG. 3.3. A Bahia

contribui com 20,4 %, Pernambuco com 3,2 %, Alagoas com 0,7 %, Sergipe com

0,4 %, Goiás com 1,2 % e o Distrito Federal com 0,6 %. Essa mesma figura mostra as

contribuições dos principais afluentes do rio São Francisco em percentagem, a saber: Paracatu

– 14 %, Velhas – 13 %, Grande – 9 %, Urucuia – 9 %, entre outros (ANA, 2004).

Considerando a série de vazões naturais estimadas para o período compreendido entre 1931 e

2001, a barragem de Três Marias garante uma vazão regularizada a jusante de

513 m3/s.

73,5%

1,2%

0,6%

3,2%

0,7%

0,4%

20,4%

Minas Goiás Distrito Federal Pernambuco Alagoas Sergipe Bahia

FIGURA 3.3: Contribuição dos estados da federação na Bacia do Rio São Francisco em

relação à vazão média (2.850 m3/s) (Fonte: ANA, 2004).


Paracatu14%

das Velhas13%

Grande9%

Urucuia9%

Afluentes mineiros

8%

Corrente7%

Entorno da Represa

7%

Paraopeba6%

Pará6%

Carinhanha6%

Outros15%

FIGURA 3.4: Contribuição dos principais afluentes na Bacia do Rio São Francisco em

relação à vazão média (2.850 m3/s) (Fonte: ANA, 2004).

O Alto São Francisco tem uma vazão natural média de 1.189 m3/s, que representa

42 % da vazão natural da bacia. As unidades hidrográficas de expressiva contribuição nesta

região, em termos de vazão, são o rio das Velhas e os afluentes mineiros do Alto São

Francisco.

O Médio São Francisco tem uma vazão natural média incremental de 1.519 m3/s, 53 % do

total, e abrange rios importantes na margem esquerda do São Francisco, como o Paracatu,

Grande e Urucuia.

O Submédio contribui com 104 m3/s, 4 % do total, e o Baixo com 38 m3/s, apenas 1 % do

total. Os rios Paracatu (14 %), das Velhas (13 %), Grande (9 %) e Urucuia (9 %) são os

principais formadores da vazão natural média (2.850 m3 /s).

A TAB. 3.1 mostra, de forma resumida, a disponibilidade hídrica acumulada nas regiões

fisiográficas do São Francisco. São apresentadas a vazão natural média, a disponibilidade de

águas superficiais (vazão regularizada mais a incremental com permanência de 95%) e a de

águas subterrâneas (20% das reservas renováveis). A disponibilidade hídrica total não é igual

à soma das duas, já que a disponibilidade de águas subterrâneas representa uma parte do

escoamento de base dos rios (ANA, 2004).


TABELA 3.1: Disponibilidade hídrica na bacia do rio São Francisco (ANA, 2004).

Vazão (m3/s) Disponibilidade (m3/s) Região Fisiográfica

Natural Média Água superficial Água subterrânea*

Alto 1.189 622 29

Médio 2.708 1.160 294

Submédio 2.812 1.838 313

Baixo 2.850 1.849 318

* 20% das reservas renováveis

3.5. Relevo e Vegetação

Na região do Alto São Francisco existem serras e terrenos ondulados, com elevações que vão

de 1600 a 600 m. A sua vegetação é constituída de matas e brejos nas partes mais altas e no

restante, por cerrados. Essa última é constituída por vegetação típica de solos pobres em

nutrientes e, apesar de apresentar deficiência hídrica (aspecto xeromórfico), como ocorre na

caatinga, sua ocorrência não encontra relação com ausência de água (áreas de seca). Tem

como principais espécimes, encontrados na região, Peroba-do-campo, Araticum, Pequi,

Murici, Imbiruçu, Unha-de-Vaca, Caviúna-do-Campo e Araçá;

3.6. Hidrogeologia

A região em estudo integra a Formação Três Marias, a qual faz parte do Grupo Bambuí. A

Formação Três Marias litologicamente é composta por siltito cinza escuro, arcóseo e arenito

arcoseano, e com ocorrência localizada de conglomerado (PINTO & MARTINS-NETO,

2001). Os conglomerados são rochas sedimentares compostas por fragmentos (grânulos,

seixos, matacões), misturados em maior ou menor quantidade com matriz arenosa e/ou mais

fina, síltica e/ou argilosa e cimentada por carbonato, óxido ou hidróxido de ferro, sílica e/ou

por argila ressecada comumente.

A sub-bacia do córrego Lavagem a qual encontra-se na área de influência da Barragem Nova

localiza-se em uma região onde ocorre a formação de sistema aqüífero Fraturado-Cárstico

(FIG. 3.5), esse representa o sistema em que a porosidade está relacionada à presença de

falhas, fraturas e outras superfícies de descontinuidade, resultantes de esforço tectônico. Este


tipo de sistema é caracterizado pela circulação preferencial das águas nas descontinuidades

das rochas (PINTO & MARTINS-NETO, 2001). Contudo os problemas de percolação que a

barragem de rejeitos implantada nas cabeceiras do córrego apresenta, pois esta não foi

devidamente impermeabilizada durante sua construção, podem ser agravados devido à

presença de caminhos preferenciais das águas (falhas e fraturas) nas rochas e que, portanto,

essa contaminação pode se estender ao longo de todo o curso de água já que é sabido que

existe interconexão hidráulica entre os cursos de água com as águas subterrâneas.

FIGURA 3.5: Mapa com domínios aqüíferos da bacia do rio São Francisco. À direita é

mostrada uma foto aproximada da região em estudo (Fonte: ANA, 2004).

3.7. Tipos de Solo

Segundo dados dos Relatórios de “Diagnóstico Ambiental do Estado de Minas Gerais” e os

“Estudos integrados de recursos naturais: Bacia do Alto São Francisco e parte central da área

mineira da SUDENE”, elaborados pela Fundação Centro Tecnológico de Minas Gerais

(CETEC-MG) em 1983, predominam na área de estudo quatro tipos básicos de solos:


• Latossolo Vermelho-Escuro Distrófico A Moderado – com textura argilosa,

recoberto por vegetação de cerrado e relevo suave ondulado, ocupando a maior

parte da região;

• Cambissolo Distrófico A Moderado + Podzólico Vermelho-Amarelo Distrófico A

Moderado – ambos recobertos por vegetação de cerrado, sendo que o segundo

apresenta cobertura mais densa, ambos com textura argilosa e relevo ondulado;

• Cambissolo Álico A Moderado + Litólico A Fraco + Podzólico Vermelho-Amarelo

Álico A Moderado – solos com altos teores de Alumínio trocável, textura argilosa,

recobertos por vegetação de cerrado e relevo ondulado;

• Solos Aluviais Eutróficos A Moderado + Solos Hidromórficos Indiscriminados –

os primeiros recobertos por matas galerias e os segundos, por campos de várzeas,

com relevos planos; ambos localizam-se às margens dos cursos de água.

As características principais de cada um desses tipos de solo, bem como suas aptidões, são

mostradas na TAB. 3.2.

3.8. Uso e Ocupação do Solo

Além das atividades de mineração, disposição de rejeitos provenientes do processo de

produção de zinco metálico, ligas e óxido de zinco e de geração de energia hidroelétrica, as

principais tipologias existentes de uso do solo na área em estudo identificadas são

representadas pela pecuária extensiva e produção agrícola, praticada em pequenas

propriedades, pelas atividades urbanas e ainda as atividades relacionadas com a expansão

imobiliária (IGAM, 2004).


TABELA 3.2: Tipos de solos e respectivas características e aptidões (CETEC, 1983). Tipos de solos Características principais Aptidões naturais

• Latossolo Vermelho –

Distrófico A Moderado

• arejados e friáveis;

• alta porosidade;

• resistência à erosão;

• deficiência em nutrientes;

• baixos teores de cálcio,

magnésio, potássio e

fósforo.

• baixa fertilidade natural;

• desenvolvimento da agricultura

associado a investimentos

intensivos em fertilização e

correção do pH solo.

• Cambissolo Distrófico A

Moderado +

• Podzólico Vermelho –

Amarelo Distrófico A

Moderado

• elevados níveis de acidez;

• baixos e médios teores de

cálcio, magnésio e potássio;

• relevo ondulado;

• deficiência em nutrientes.

• baixa fertilidade natural;

• limitação na utilização de

implementos agrícolas;

• desenvolvimento da agricultura

associado a investimentos

intensivos em fertilização,

correção do solo e mão-de-obra;

• potencial para formação de

pastagens.

• Cambissolo Álico A

Moderado +

• Solo Litólico A Fraco +

• Podzólico Vermelho –

Amarelo Álico A Moderado

• elevados níveis de acidez;

• baixos teores de cálcio,

magnésio e potássio;

• relevo ondulado;

• presença de pedras e

rochas;

• deficiência em nutrientes;

• suscetibilidade à erosão.

• restrições à mecanização;

• potencial para formação de

pastagens.

• baixa fertilidade natural.

• solos aluviais eutróficos A

Moderado +

• Solos Hidromórficos

Indiscriminados

• ricos em nutrientes

• ocorrência de variações nos

teores de cálcio, magnésio,

potássio e fósforo;

• riscos de inundações.

• solos férteis;

• potencial para desenvolvimento

de agricultura irrigada.


3.9. Usos da água

As águas da bacia do Alto São Francisco são destinadas ao abastecimento doméstico e

industrial, geração de energia elétrica, irrigação, dessedentação de animais, pesca e recreação

de contato primário. A vida na bacia é afetada pela retirada das matas ciliares, assoreamento e

lançamento de lixo, esgotos domésticos e industriais, que há anos vêm causando um grande

impacto no ecossistema do rio.

Na região em estudo, em especial, a água para uso doméstico provém de três fontes

principais: água tratada, água captada diretamente no rio São Francisco e água subterrânea

captada de poços ou cisternas.

3.10. Qualidade das Águas

O monitoramento das águas em Minas Gerais teve seu início em 1977, com a rede de

amostragem operada pela Fundação Centro Tecnológico de Minas Gerais - CETEC, e tinha

por objetivo monitorar as bacias do rio das Velhas, rio Paraopeba e rio Paraíba do Sul até o

ano de 1988. A Fundação Estadual do Meio Ambiente - FEAM monitorou a bacia

hidrográfica do rio Verde no período de 1987 a 1995. Em 1997 o trabalho de monitoramento

foi estendido às oito principais bacias hidrográficas mineiras por meio de convênio com o

Ministério do Meio Ambiente – MMA com a FEAM. Em 2002, por estar inserida nas

competências da Agenda Azul, a coordenação geral deste Projeto passou para o IGAM

(IGAM, 2004).

O projeto contempla atualmente 260 estações de amostragem e foram definidos dois tipos de

campanhas de amostragem: completas e intermediárias. As campanhas completas são

realizadas nos períodos de chuva e estiagem, enquanto que as intermediárias são realizadas

nos demais períodos climáticos do ano. Nas campanhas completas é realizada uma extensa

série de análises, englobando, em média, 50 parâmetros, comuns ao conjunto de pontos de

amostragem, nas campanhas intermediárias são analisados 18 parâmetros genéricos em todos

os locais.


Como mencionado anteriormente, a região de Três Marias integra a Unidade de Planejamento

e Gestão de Recursos Hídricos – UPGRH SF4 da bacia do rio São Francisco (FIG. 3.2), sendo

representada pela estação de monitoramento (SF015) localizada no rio São Francisco, a

jusante do reservatório de Três Marias (FIG. 3.5).

Os resultados do Projeto Águas de Minas apresentaram informações importantes sobre a

qualidade das águas superficiais na região. Parâmetros como fósforo total, fenóis totais,

coliformes termotolerantes, ferro dissolvido, manganês e zinco total têm apresentado valores

de concentração acima dos padrões legais estabelecidos pela legislação ambiental em

decorrência dos seguintes fatores:

ü Lançamento de esgotos domésticos, sem tratamento, proveniente, principalmente

do município de Três Marias e de comunidades ribeirinhas;

ü Lançamento de efluentes industriais;

ü Operação da usina hidrelétrica;

ü Instalação de duas barragens de rejeitos da planta de produção de minério de zinco

da Votorantim Metais – Zinco S.A., uma às margens do rio são Francisco e outra

nas cabeceiras do córrego Lavagem, afluente indireto do rio São Francisco.


FIGURA 3.6: Mapa com a localização da estação de monitoramento de água localizada no

rio São Francisco, a jusante do reservatório de Três Marias (SF015) do Projeto Águas de Minas e as estações de monitoramento do presente projeto.


De forma a avaliar os principais parâmetros associados ao lançamento de esgotos sanitários e

matéria orgânica, o projeto Águas de Minas adota o IQA – Índice de Qualidade das Águas.

Este índice leva em conta para o cálculo nove parâmetros, quais sejam: oxigênio dissolvido,

coliformes fecais, pH, demanda bioquímica de oxigênio, nitrato, fosfato total, temperatura da

água, turbidez e sólidos totais. Os valores do índice variam entre 0 e 100, conforme

especificado a seguir:

TABELA 3.3: Valores dos níveis de IQA e suas respectivas faixas.

Nível de Qualidade Faixa

Excelente 90 < IQA < 100

Bom 70 < IQA < 90

Médio 50 < IQA < 70

Ruim 25 < IQA < 50

Muito Ruim 0 < IQA < 25

Na FIG. 3.6 é apresentada a evolução temporal do IQA médio anual no período de 1997 a

2005. Observa-se predominância de águas de qualidade Média (50 < IQA < 70) na estação

SF015, localizada no rio São Francisco a jusante do reservatório de Três Marias durante toda

a série histórica do monitoramento.

SF015 - IQA Médio

0

20

40

60

80

100

1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Ano

IQA

Méd

io

FIGURA 3.7: Evolução Temporal do IQA Médio na estação SF015

(Fonte de dados: Projeto Águas de Minas).


Quanto à ocorrência de metais, no rio São Francisco a jusante do reservatório de Três Marias

foram detectados teores de ferro solúvel e manganês total em desconformidade com o padrão

para rios Classe 2 durante o período de monitoramento considerado (1997-2005), conforme

pode ser observado na FIG. 3.8. Apesar desses elementos serem constituintes naturais dos

solos na maioria das bacias do Estado de Minas Gerais, a disponibilização desses metais para

o curso de água pode estar sendo facilitada pelas atividades de mineração desenvolvidas na

região.

SF015 - Ferro Dissolvido

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

jun-97 nov-98 mar-00 jul-01 dez-02 abr-04 set-05

Fe

rro

dis

so

lv. (m

g/L

Fe

)

Ferro Sol Limite CONAMA 357/05

SF015 - Manganês Total

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30


Ma

ng

an

ês

to

tal (m

g/L

Mn

)

Manganês Total Limite CONAMA 357/05

FIGURA 3.8: Evolução temporal dos valores de ferro dissolvido e manganês total na estação SF015 (Fonte de dados: Projeto Águas de Minas).

De forma a complementar o IQA, o Projeto Águas de Minas utiliza a interpretação dos dados

de Contaminação por Tóxicos (CT), a qual é realizada com base nos limites de classe

definidos pela Resolução CONAMA nº. 357. Em função das concentrações observadas dos

parâmetros tóxicos: amônia, arsênio, bário, cádmio, chumbo, cianetos, cobre, cromo

hexavalente, índice de fenóis, mercúrio, nitritos, nitratos e zinco, a contaminação por tóxicos

é caracterizada como Baixa, Média ou Alta. Comparando-se os valores analisados com os

limites legais, um determinado trecho do curso de água pode ser caracterizado de acordo com

a representação dada na TAB. 3.4.

A faixa de contaminação de um determinado trecho de um rio, para qualquer um dos

parâmetros tóxicos analisados, corresponde ao pior nível de contaminação identificado no

conjunto total de resultados do período anual de amostragem. Isto é, se apenas um dos

parâmetros tóxicos em uma dada estação de amostragem mostrar-se com valor acima de

100% da sua concentração limite, em pelo menos uma das campanhas do ano, a contaminação


da água por tóxicos naquela estação de amostragem será considerada Alta no ano em análise

(IGAM, 2004).

TABELA 3.4: Valores dos níveis de CT e suas respectivas faixas (IGAM, 2004).

Contaminação Concentração em relação à Classe de enquadramento

Baixa Concentração < 1,2.P

Média 1,2. P < Concentração < 2.P

Alta Concentração > 2.P

P = Limite de classe definido na Resolução CONAMA nº357/2005.

Durante todo o período considerado (1997-2005), os principais parâmetros responsáveis pela

Contaminação por Tóxicos considerada Alta e Média no rio São Francisco, a jusante do

reservatório de Três Marias, foram fenóis totais e zinco total. Os valores obtidos são

apresentados na FIG. 3.8.

Ressalta-se que a ocorrência de Zn total na estação SF015 esteve entre as maiores ocorrências

de todo o estado de Minas Gerais. Esse fato reflete a ocorrência de alterações no rio São

Francisco ocasionadas pelo lançamento de esgotos industriais, especialmente, pelas atividades

de hidrometalurgia presentes na região.

SF015 - Zinco Total

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30


Zin

co

to

tal

(mg

/L Z

n)

Zinco total Limite CONAMA 357/05

SF015 - Fenóis Totais

00,0010,0020,0030,0040,0050,0060,0070,0080,009

0,01


Fe

nó

is t

ota

is (

mg

/L C

6H

5O

H)

Fenóis totais Limite CONAMA 357/05

FIGURA 3.9: Evolução temporal dos valores de fenóis totais e zinco total na estação SF015

(Fonte de dados: Projeto Águas de Minas)

60 CAPÍTULO IV – Metodologia

CAPÍTULO IV

4. METODOLOGIA

A seguir é feita a descrição dos critérios adotados para a definição da rede de amostragem e

das metodologias de coleta, preparo e análise das amostras de sedimentos, águas superficiais e

intersticiais ut ilizadas neste estudo.

4.1. Definição da Rede de Amostragem

A fim de averiguar a possível contaminação das águas e sedimentos do ribeirão Espírito Santo

e do seu afluente, o córrego Lavagem foram definidos quatro pontos de amostragem

relacionados na TAB. 4.1.

TABELA 4.1: Descrição das estações de amostragem na sub-bacia do ribeirão Espírito Santo.

Ponto Identificação Descrição

1 CL002 Córrego Lavagem a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo

2 ES001 Ribeirão Espírito Santo a montante da confluência com o córrego

Lavagem

3 ES002 Ribeirão Espírito Santo a jusante da confluência com o córrego

Lavagem

4 ES003 Ribeirão Espírito Santo a montante de sua foz no rio São Francisco

Na seleção dos locais de amostragem foram levadas em consideração as condições de acesso

ao local e as características do corpo de água superficial. Os locais selecionados foram

referenciados geograficamente por GPS (Global Position System), fotografados e as

informações e descrições anotadas nas fichas descritivas conforme apresentado no Apêndice

A.

A seguir, são relatadas as características gerais de cada estação e suas respectivas fotos. Na

FIG. 4.5 é apresentado o mapa com a localização das estações de monitoramento.


• Estação CL002 - Córrego Lavagem a montante de sua foz no ribeirão Espírito

Santo.

Localiza-se dentro de uma fazenda de propriedade do Sr. Juvenal, a jusante da barragem de

rejeitos – Barragem Nova apresentando, portanto, influência direta da mesma.

FIGURA 4.1: Estação CL002, foto montante.

• Estação ES001 – Ribeirão Espírito Santo a montante da confluência com o

córrego Lavagem.

Esta estação foi selecionada como ponto de referência, pois está localizada em uma região que

provavelmente não sofre influência direta da barragem. Portanto, os valores obtidos nas outras

estações de amostragem serão comparados com os valores obtidos nesse ponto como uma

forma de avaliar o que pode ser contribuição da barragem ou se é natural da região.

FIGURA 4.2: Estação ES001, foto montante.


• Estação ES002 – Ribeirão Espírito Santo a jusante da confluência com o

córrego Lavagem.

Recebe as águas do córrego Lavagem e, portanto, foi incluída na rede de amostragem para

avaliar se essa estação apresenta alterações ambientais em decorrência da implantação da

barragem de rejeitos, localizada nas cabeceiras do córrego Lavagem.


• Estação ES003 – Ribeirão Espírito Santo a montante de sua foz no rio São

Francisco.

Esta estação foi selecionada com o objetivo de verificar a existência da entrada de

contaminantes nas águas do rio São Francisco provenientes das águas do ribeirão Espírito

Santo.



FIGURA 4.5: Mapa com a localização das estações de amostragem de água e sedimento.

A FIG. 4.6 mostra uma foto da barragem de rejeitos vista por cima. A FIG. 4.7 mostra uma

vista da caixa de drenagem e captação. Essa caixa foi uma intervenção do empreendimento

com a finalidade de captação de material percolado e drenagem para retorno ao barramento,

localizada a jusante (pé) da barragem de disposição de lama.


FIGURA 4.6: Barragem de rejeitos localizada nas nascentes do córrego Lavagem em Três

Marias (vide FIG. 4.5).

FIGURA 4.7: Foto tirada a jusante da barragem de rejeitos de frente para a crista (A) e foto

da caixa de contenção de material percolado (B).

A B


4.2. Parâmetros Avaliados

Na TAB. 4.2 é apresentada a relação dos parâmetros que foram avaliados nas águas

superficiais e intersticiais e nos sedimentos no presente trabalho. A seleção desses parâmetros

foi feita em função dos problemas envolvidos na região, de forma que fosse possível fazer

uma melhor avaliação da situação da região em estudo.

TABELA 4.2: Relação dos parâmetros analisados.

Matriz: água superficial Matriz: água intersticial Matriz: sedimentos

Metais: Cd, Pb, Zn, Ni e Cu Metais: Cd, Pb, Zn, Ni e Cu Metais: Cd, Pb, Zn, Ni e Cu

Temperatura Ensaios de ecotoxicidade

aguda e crônica

SVA e MES

Oxigênio dissolvido Composição mineralógica

Potencial hidrogeniônico Granulometria

Condutividade elétrica Estrutura da comunidade

bentônica

Sólidos Totais Dissolvidos Ensaios de ecotoxicidade

aguda e crônica

Ensaios de ecotoxicidade

aguda e crônica

4.3. Metodologia de Coleta, Preservação e Preparação das Amostras

4.3.1. Coleta e Preservação das Amostras

No total foram realizadas quatro campanhas de amostragem, uma em novembro de 2005 e as

outras três em fevereiro, agosto e novembro de 2006. Apenas duas dessas campanhas foram

completas (avaliação de todos os parâmetros) e as outras duas de complementação dos dados.

Na primeira campanha (dias 21 e 22 de novembro de 2005) foram coletadas amostras do

sistema aquático em estudo com o objetivo de levantar dados sobre a concentração de metais

na água e sedimento, determinar a granulometria e composição mineralógica dos sedimentos.


Foi feita apenas uma campanha para avaliação da estrutura da comunidade bentônica (dias 14

e 15 de fevereiro de 2006). Tal procedimento foi adotado, principalmente, pelo fato das

análises em laboratório serem extremamente morosas. Além disso, como mencionado no

Capítulo 2, os organismos bentônicos possuem um ciclo de vida longo e, portanto, num

intervalo de tempo relativamente curto, não são observadas variações significativas na sua

população. Os resultados dessa campanha indicaram a existência de uma grande variedade de

organismos bentônicos na região em estudo.

Na FIG. 4.8 é mostrada uma foto da coleta de amostras de organismos bentônicos.

FIGURA 4.8: Coleta de amostras de sedimentos para avaliação da estrutura da comunidade

bentônica.

Nas campanhas realizadas nos meses de agosto e novembro de 2006 foram coletadas amostras

de sedimentos para o levantamento de dados sobre a concentração de metais totais, extração

das águas intersticiais, determinação do conteúdo de matéria orgânica, das concentrações de

sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA) e dos metais extraídos simultaneamente (MES),

avaliação das toxicidades aguda e crônica, determinação da granulometria e da composição

mineralógica. Foram também coletadas amostras de água superficial para a determinação dos

parâmetros físico-químicos, análise dos metais (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) e para ensaios de

ecotoxicidade.

Imediatamente após a coleta, as amostras de sedimentos e água superficial destinadas às

análises químicas e de ecotoxicidade foram acondicionadas em sacos plásticos e mantidas em

caixas de isopor com gelo (≈ 4oC).


As amostras de sedimento superficial (0 – 15cm de profundidade) foram coletadas por meio

de uma concha. As amostras foram compostas por três réplicas.

Para a avaliação da estrutura da comunidade bentônica em cada ponto amostral foram

coletadas três alíquotas de sedimentos, as quais foram processadas separadamente. Para a

coleta dos organismos bentônicos utilizou-se um amostrador Surber (FIG. 4.9). Ainda no

campo, logo após a coleta, as amostras foram fixadas com formol 10% e mantidas em sacos

plásticos até seu processamento em laboratório.

FIGURA 4.9: Amostrador Surber utilizado na coleta de bentos.

4.3.2. Preparação das Amostras

Água superficial

Os parâmetros analisados nas águas superficiais in loco foram: temperatura, condutividade e

potencial hidrogeniônico - pH. No laboratório foram avaliados os parâmetros oxigênio

dissolvido - OD, sólidos totais dissolvidos – STD, e os metais cádmio total, cobre dissolvido,

chumbo total, níquel total e zinco total. As amostras de água de superfície destinadas à

quantificação dos metais citados anteriormente foram preservadas com ácido nítrico

concentrado (65%). No caso específico das análises de cobre dissolvido, devido a uma

exigência da Resolução CONAMA 357, as amostras além de preservadas com ácido, foram

filtradas com membranas de éster de celulose de 0,45 µm de porosidade e, a seguir, enviadas

para análise.


Sedimentos

Para determinação da concentração de metais totais nas amostras de sedimentos elas foram

inicialmente secadas à temperatura ambiente, passadas por uma peneira de

6 mesh para retirada de detritos tais como folhas e galhos, homogeneizadas e, posteriormente,

pulverizadas.

O método utilizado para a extração dos metais das amostras de sedimento (3050B da

Environmental Protection Agency - EPA), em resumo, consiste na pesagem de

aproximadamente 1g de amostra seca com acidificação à quente com ácido nítrico e peróxido

de hidrogênio, por repetidas vezes. Ao final adiciona-se ácido clorídrico, sempre sob

aquecimento. Após a filtragem das amostras com membranas de éster de celulose de 0,45 µm

de porosidade essas foram enviadas ao Laboratório do Setor Analítico da Comissão Nacional

de Energia Nuclear em Poços de Caldas para determinação das concentrações de Zn, Pb, Ni e

Cu por ICP-AES e EAA FG, para análise de Cd.

Os metais extraídos por esse método foram denominados como metais totais.

Extração de água intersticial das amostras de sedimentos

A extração da água intersticial foi realizada a partir da centrifugação dos sedimentos a

3000 rpm durante 30 minutos em centrífuga Beckman modelo GS-6R refrigerada a 4°C para

minimização da ocorrência de processos biológicos e químicos. Após a centrifugação, o

sobrenadante foi filtrado sob atmosfera inerte de nitrogênio, utilizando-se para isso sistema de

filtração Millipore com membranas em éster de celulose de 0,45 µm de porosidade.

O filtrado foi armazenado em frascos de polietileno e preservado com HNO3 concentrado

(65%) para análise da concentração de metais (Cd, Cu, Pb, Zn e Ni) por ICP – AES ou por

GFAAS ou FAAS, dependendo do elemento a ser analisado (ADAMS et al., 1992 citado por

SILVÉRIO, 2003).


4.4. Análise Granulométrica e da Composição Mineralógica dos Sedimentos

A caracterização física das amostras de sedimentos foi feita por meio da realização de análises

granulométrica e da composição mineralógica.

As análises granulométricas foram realizadas no Laboratório de Ecologia de Bentos do

Instituto de Ciências Biológicas da UFMG. As análises da composição mineralógica dos

sedimentos foram feitas no Laboratório de Mineralogia do Serviço de Tecnologia Mineral do

CDTN/CNEN.

Para a determinação da granulometria das amostras de sedimento foram utilizadas peneiras de

fabricação da Talestem Peneiras para Análise. Inicialmente, as amostras foram secadas e

destorroadas. A seguir, cerca de 100 g de sedimento foi pesado e o tempo de separação das

frações granulométricas foi de 30 minutos. A determinação da distribuição granulométrica foi

realizada de acordo com a metodologia proposta pela Norma ABNT – NBR6502/95.

As análises para determinação da composição mineralógica dos sedimentos foram realizadas

pela técnica de Difração de raios-X, método do pó (realização de difratogramas de materiais

preparados sob a forma de pó). Para tanto, foram preparadas 04 (quatro) lâminas

difratométricas e identificadas as fases cristalinas.

4.5. Análise do Conteúdo de Matéria Orgânica Presente nos Sedimentos

Para determinação do conteúdo de matéria orgânica nos sedimentos as amostras foram

inicialmente secadas em estufa a aproximadamente 60 °C e maceradas. A seguir, os cadinhos

utilizados na pesagem dos sedimentos foram colocados em mufla a aproximadamente 300 °C

para retirar a umidade, pesados e suas respectivas massas anotadas.

Aproximadamente 0,3 g de sedimento foram levadas à mufla para queima a uma temperatura

de aproximadamente 550 °C por três horas. Posteriormente, as amostras foram novamente

pesadas para determinação da quantidade de massa queimada, correspondente à matéria

orgânica presente nas amostras. As análises foram realizadas no Laboratório Ecologia de

Bentos do ICB/UFMG.


4.6. Metodologia Analítica

4.6.1. Determinação dos Parâmetros Físico-Químicos

A determinação do oxigênio dissolvido (OD) nas águas superficiais foi realizada pelo Método

de Winkler (MACEDO, 2003). Inicialmente, é feita a coleta em Garrafa de OD e, em seguida,

procede-se a à fixação com sulfato e azida sódica. No laboratório a amostra é titulada com

tiossulfato de sódio para a determinação da concentração do oxigênio dissolvido.

Os equipamentos utilizados para avaliar os parâmetros condutividade elétrica, sólidos totais

dissolvidos e pH foram um condutivímetro e um pHmetro, ambos da marca Digimed.

4.6.2. Determinação de Metais em Amostras de Sedimentos pela Técnica de

Análise por Ativação Neutrônica

As análises por ativação neutrônica foram realizadas pelo método k0 (MENEZES et al., 2006).

Neste caso, foi feita uma análise multielementar no sentido de se avaliar quantitativamente e

qualitativamente os elementos presentes nas amostras de sedimentos e possíveis de serem

ativados. Para isso, as amostras de sedimento já pulverizadas foram acondicionadas em tubos

de irradiação de polietileno e irradiadas no reator nuclear de pesquisa TRIGA Mark I IPR-R1,

localizado no Laboratório de Ativação Neutrônica do Serviço de Reator e Irradiação do

CDTN/CNEN. O reator operando 100 kW produz um fluxo de nêutrons térmicos médio de

6,6x1011 nêutrons cm-2 s-1 na Mesa Giratória, onde as amostras foram irradiadas.

As condições de irradiação e contagem das amostras foram:

• para os elementos cujos radionuclídeos são de meias-vidas curtas (< 3 horas) foram

utilizados 4 minutos de irradiação, 2 minutos de espera para o decaimento de

interferências e 600 segundos de contagem gama,

• para os de meias-vidas médias (de 12 a 4 dias) e longas (>30 dias) foram utilizadas 8

horas de irradiação, 48 horas de espera para os de meias-vidas médias e de 3 semanas

para os de meias-vidas longas e tempos de contagem de aproximadamente 50 e 120

minutos, respectivamente.


Após o período de espera, a espectrometria gama foi realizada em um detector HPGe (Ge

intrínseco) com 15% de eficiência nominal e resolução de 1,85 keV para a energia de 1.332

keV do 60Co, acoplado a eletrônica apropriada e Programa de Aquisição de Espectros

Maestro, ORTEC. Os espectros gama obtidos foram analisados, e as concentrações dos

elementos foram calculadas através da equação fundamental do método k0 (DE CORTE,

1986; MENEZES et al., 2006).

Durante todo o período de irradiação as amostras foram acompanhadas de comparadores de

sódio (Na) e de amostras de materiais de referência de forma a permitir a verificação da

exatidão da técnica e foi feito em duplicata para garantir a reprodutibilidade das análises. Os

materiais de referência analisados junto com as amostras foram: IAEA/Soil 7 e GBW 07411

(IAEA, 1984; NATIONAL RESEARCH CENTRE FOR CRM, 1991), e os resultados

apresentados na TAB. 4.3. Nessa tabela estão os resultados para os elementos que também

foram determinados nas amostras em estudo. O Pb e o Ni não foram analisados por não

apresentarem características nucleares adequadas para serem determinados por ativação

neutrônica (MENEZES et al., 2006).


TABELA 4.3: Valores certificados e medidos pela técnica de análise por ativação neutrônica

para os materiais de referência, IAEA/Soil 7 e GBW 07411.

IAEA / Soil-7 GBW 07411 Elemento Valor

Experimental Valor Certificado Valor

Experimental Valor Certificado

Ag (mg/kg) < 2 NA 6.4 ± 0.5 5.4 ± 2.0 As (mg/kg) 13 ± 1 13.4 ± 0.85 202 ± 8 205 ± 23 Au (mg/kg) < 0.01 NA < 0.02 NA Ba (mg/kg) 169 ± 21 (159) 489 ± 51 550 ± 77 Br (mg/kg) 6.5 ± 0.3 (7) < 3 (3.1) Cd (mg/kg) < 6 (1.3) 25 ± 4 28.2 ± 2.8 Ce (mg/kg) 56 ± 2 61 ± 6.5 67 ± 2 66.3 ± 4.0 Co (mg/kg) 9.1 ± 0.3 8.9 ± 0.85 16 ± 1 11.6 ± 2.9 Cr (mg/kg) 72 ± 3 60 ± 12.5 64 ± 3 59.6 ± 10.1 Cs (mg/kg) 5.4 ± 0.2 5.4 ± 0.75 8.0 ± 0.3 9.3 ± 1.7 Cu (mg/kg) < 100 11 ± 2 < 100 65.4 ± 9.8 Dy (mg/kg) < 8 3.9 ± 1.05 < 17 (4.4) Eu (mg/kg) 1.1 ± 0.1 1 ± 0.2 1.3 ± 0.2 1.1 ± 0.2 Fe (mg/kg) 26680 ± 938 (25700) 58000 ± 2000 55790 ± 5021 Ga (mg/kg) 9 ± 2 (10) < 30 17.3 ± 6.4 Hf (mg/kg) 5.5 ± 0.2 5.1 ± 0.35 5.6 ± 0.2 NA Hg (mg/kg) < 1 (0.04) < 2 0.150 ± 0.017 Ho (mg/kg) 0.9 ± 0.1 (1.1) < 1 (0.88) K (mg/kg) 10370 ± 421 (12100) 15700 ± 800 13982 ± 1258 La (mg/kg) 28 ± 1 28 ± 1 32 ± 1 32.8 ± 5.3 Mn (mg/kg) 650 ± 42 631 ± 60 8300 ± 300 9700 ± 1261 Mo (mg/kg) < 30 (2.5) < 30 1.5 ± 0.6 Na (mg/kg) 2026 ± 121 (2400) 7774 ± 279 8162 ± 898 Nd (mg/kg) 33 ± 2 30 ± 6 29 ± 4 27.4 ± 6.0 Rb (mg/kg) 51 ± 3 51 ± 4.5 122 ± 8 111 ± 19 Sb (mg/kg) 1.7 ± 0.1 1.7 ± 0.2 9.5 ± 0.4 9.2 ± 2.8 Sc (mg/kg) 9.1 ± 0.3 8.3 ± 1.05 11.5 ± 0.4 11.0 ± 2.2 Se (mg/kg) < 2 (0.4) < 3 0.51 ± 0.26 Sm (mg/kg) 4.1 ± 0.2 5.1 ± 0.35 4 ± 1 5.4 ± 0.43 Sr (mg/kg) < 159 108 ± 5.5 < 238 130 ± 26 Ta (mg/kg) 0.69 ± 0.04 0.8 ± 0.2 0.9 ± 0.1 NA Tb (mg/kg) 0.65 ± 0.03 0.6 ± 0.2 0.70 ± 0.04 0.70 ± 0.27 Th (mg/kg) 8.1 ± 0.3 8.2 ± 1.05 10.0 ± 0.4 12.6 ± 5.4 U (mg/kg) 2.4 ± 0.1 2.6 ± 0.55 3.0 ± 0.2 3.3 ± 0.8 V (mg/kg) < 90 66 ± 7 < 90 88.5 ± 14.2 W (mg/kg) < 1 NA 8 ± 1 6.9 ± 0.41 Ti (mg/kg) 3793±554 (3000) NA NA Zn (mg/kg) 105 ± 8 104 ± 6 4189 ± 100 3800 ± 600

NA = não analisado

( ) = valor não certificado


4.6.3. Determinação de Metais pela Técnica de Espectrometria de Absorção ou de

Emissão Atômica

No presente estudo foram utilizadas duas técnicas analíticas para determinação dos metais Cd,

Pb, Cu, Zn e Ni, a saber: ICP-AES para as determinações de Zn nas amostras de água e na

determinação de Zn, Pb, Ni e Cu nas amostras de sedimento. Nas demais determinações

utilizou-se a GFAAS.

Para as análises em ICP-AES foi empregado um espectrômetro Varian, modelo Liberty RL,

seqüencial, de geometria radial, e para as análises GFAAS usou-se um espectrofotômetro de

absorção atômica Varian, modelo FS-220, com forno de grafite modelo GTA-100, equipado

com corretor de fundo de deutério e amostrador automático. Foram utilizados tubos de grafite

convencionais recobertos piroliticamente. Ambos são equipamentos do Laboratório do Setor

Analítico da CNEN, em Poços de Caldas.

A seleção da técnica mais adequada foi feita com base nos limites de detecção da mesma

correspondente ao elemento a ser quantificado, cujos valores foram estabelecidos levando-se

em conta os padrões de qualidade da água recomendados pela Resolução CONAMA Nº 357,

de 17 de março de 2005 e os níveis de concentração dos metais nos sedimentos.

Cursos de água não enquadrados são designados pelo Conselho Estadual de Política

Ambiental (COPAM) como sendo de Classe 2. Portanto, como os cursos de água do presente

estudo ainda não foram enquadrados, esses são considerados como rios de Classe 2. Na TAB.

4.4 estão relacionados os padrões de qualidade da água para rios Classe 2, ou seja, para

aqueles cujas águas podem ser destinadas:

a) ao abastecimento para consumo humano, após tratamento convencional;

b) à proteção das comunidades aquáticas;

c) à recreação de contato primário, tais como natação, esqui aquático e mergulho,

d) à irrigação de hortaliças, plantas frutíferas e de parques, jardins, campos de esporte

e lazer, com os quais o público possa vir a ter contato direto; e

e) à aqüicultura e à atividade de pesca.


TABELA 4.4: Limites máximos permitidos para rios de Classe II.

Parâmetro Limite (mg/L)

Cd total 0,001

Cu dissolvido 0,009

Ni total 0,025

Pb total 0,01

Zn total 0,18

Fonte: (Resolução CONAMA nº 357, 2005).

A exatidão dos métodos para sedimento foi feita pela análise do material de referência, 8704,

Buffalo River Sediment, e os resultados apresentados na TAB. 4.5:

TABELA 4.5: Valores certificados e medidos para material de referência de sedimento

(8704, Buffalo River Sediment).

Metais Valor Certificado

(mg/kg)

Valor Experimental

(mg/kg)

Recuperação –

Sedimento do Buffalo

River (%)

Cd 2,94 ± 0,29 3,01 ± 0,10 108,5

Pb 150 ± 17 167 ± 3 111,3

Ni 42,9 ± 3,7 40,0 ± 2 93,2

Zn 408 ± 15 416 ± 4 102

Os limites de detecção para os mesmos elementos em sedimento foram estabelecidos levando

em conta os limites de detecção na solução analisada, a massa pesada da amostra e o volume

da solução após a dissolução da amostra. Na TAB. 4.6 são apresentados as técnicas utilizadas

e os limites de detecção para água e sedimento.


TABELA 4.6: Técnicas utilizadas e limites de detecção para análise dos metais.

Limites de detecção Elemento Técnica

Água (mg/L) Sedimento (mg/kg)

Cd EAA-FG 0,0002 0,05

Cu EAA-FG 0,004 -

Cu ICP-AES - 1

Ni EAA-FG 0,005 -

Ni ICP-AES - 5

Pb EAA-FG 0,001 -

Pb ICP-AES - 10

Zn ICP-AES 0,02 10

EAA-FG: Espectrometria de Absorção Atômica com Forno de Grafite,

ICP-AES: Espectrometria de Emissão Atômica com Plasma Indutivamente Acoplado.

4.6.4 Análise de Sulfetos Volatilizáveis por Acidificação (SVA) e Metais Extraídos

Simultaneamente (MES)

O método descrito por Allen et al. (1992), o qual foi utilizado no presente estudo, consiste na

determinação das concentrações de sulfetos volatilizáveis por acidificação (SVA) e da fração

de metais associada aos SVA nos sedimentos totais, a qual é denominada de metais extraídos

simultaneamente (MES).

O sistema reacional de análise de SVA e MES (vide FIG. 4.10) é constituído por um balão de

reação seguido por dois frascos receptores, sendo ambos mantidos sob fluxo contínuo de gás

nitrogênio.


FIGURA 4.10: Conjunto reacional para extração SVA/MES.

A concentração dos sulfetos volatilizáveis por acidificação foi determinada em duplicata. Os

sulfetos foram liberados na forma de ácido sulfídrico (H2S) nos frascos receptores (círculo

preto na FIG. 4.10) a partir de 4 a 5 g de sedimento úmido com 20 mL de ácido clorídrico

(HCl) 6 mol L-1 HCl e 100 mL de água Milli-Q (desaerada por 30 min.), que foram colocados

no balão de reação (círculo branco na FIG. 4.10). Esse sistema foi mantido sob fluxo de

nitrogênio, borbulhado lentamente e sob agitação por durante aproximadamente 30 min. Os

sulfetos liberados foram arrastados por meio do fluxo de nitrogênio até os frascos receptores

que continham 80mL de solução de hidróxido de sódio (NaOH) 0,5 mol L-1, essa solução

serviu como um estabilizante para o H2S produzido.

Transcorrido o tempo de espera de reação, o fluxo de nitrogênio foi desligado. A solução do

balão de reação foi filtrada em papel filtro Whatman 540 para análises de metais (Cd, Cu, Pb,

Ni e Zn). As soluções dos frascos receptores, que continham os sulfetos que foram arrastados

pelo gás nitrogênio (SVA), foram transferidas para balões volumétricos de 100 mL e o

volume aferido com água Milli-Q. Para a determinação do SVA utilizou-se o Método Azul de

Metileno, sendo as medidas realizadas em um espectrômetro UV-VIS, Perkin Elmer Lambda

20 a um comprimento de onda de 678 nm.

Os resultados dos metais extraídos simultaneamente e dos sulfetos volatilizáveis por

acidificação foram expressos em µmol g-1 de peso seco. Os metais extraídos por esse método

foram denominados como MES.


4.7. Levantamento e Avaliação da Estrutura da Comunidade Bentônica

O levantamento da estrutura da comunidade bentônica foi realizado no Laboratório de

Ecologia de Bentos do Instituto de Ciências Biológicas da UFMG.

No laboratório as amostras foram lavadas em peneiras de 500 µm de abertura de malha, os

organismos triados (separados) em bandejas de polietileno e preservados em álcool 70%. As

amostras foram assim mantidas até o momento de sua identificação taxonômica com a ajuda

de um estereomicroscópio. Os macroinvertebrados foram identificados taxonomicamente até

a Ordem e/ou Família utilizando bibliografia especializada (MERRITT & CUMMINS, 1988;

COSTA et al., 2006; PÉREZ, 1988) e depositados na Coleção de Macroinvertebrados

Bentônicos do Laboratório de Ecologia de Bentos do ICB/UFMG, de acordo com Callisto, et

al. (1998).

Para avaliar as condições ambientais dos trechos lóticos estudados e do seu entorno foi

utilizado o “Protocolo de Avaliação Rápida das Condições Ecológicas e da Diversidade de

Habitats em Trechos de Bacia Hidrográficas”, que busca avaliar não só o ambiente aquático,

mas também, o uso e a ocupação do solo na região de entorno de sua bacia de drenagem,

proposto por Callisto et al. (2002). O protocolo avalia um conjunto de parâmetros (evidências

de alterações antrópicas, presença de erosão e atividades próximas às margens, extensão de

mata ciliar, tipo de fundo, etc.) aos quais são atribuídos pontos. Ao final da aplicação do

protocolo é feito um somatório da pontuação a qual reflete as condições ecológicas do trecho

estudado (0 a 40 pontos – impactado, 41 a 60 pontos – alterado, 61 a 100 pontos – natural ou

próximo às condições naturais). No Apêndice G são mostrados os protocolos devidamente

preenchidos em campo, segundo as características observadas em cada trecho de amostragem.

4.8. Avaliação e Determinação da Toxicidade Aguda e Crônica

Os testes ecotoxicológicos foram realizados nas campanhas de agosto e novembro de 2006,

pelo Laboratório Biotest Ambiental de Belo Horizonte.

Os testes de ecotoxicidade permitem que seja feita a avaliação dos efeitos tóxicos agudos e

crônicos causados em decorrência da exposição a substâncias tóxicas. Os efeitos agudos

caracterizam-se por serem mais drásticos, causados por elevadas concentrações de agentes


químicos e manifestam-se em um curto período de exposição dos organismos (KNIE &

LOPES, 2004). Os efeitos crônicos são mais sutis, causados por baixas concentrações de

agentes químicos dissolvidos e são detectados em prolongados períodos de exposição ou por

respostas fisiológicas adversas na reprodução e crescimento dos organismos vivos

(BORGMANN et al., 1989).

• Ensaio de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia e aguda com Daphnia

similis

Foram realizados testes de toxicidade crônica e aguda com os microorganismos Ceriodaphnia

dubia e Daphnia similis, respectivamente em águas superficiais, intersticiais e nos

sedimentos.

Os testes de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia foram realizados de acordo com a

metodologia proposta pela Norma ABNT – NBR13373 de 31/07/95. Os testes de toxicidade

aguda com Daphnia similis foram realizados de acordo com a metodologia proposta pela

Norma ABNT – NBR12713 de 31/03/93.

79 CAPÍTULO 5: Resultados e Discussões

CAPÍTULO V

5. RESULTADOS E DISCUSSÕES

Nesse capítulo são apresentados os resultados referentes às análises das variáveis físico-

químicas e da concentração de metais nas amostras de águas superficiais; análises

mineralógicas, granulométricas, teor de matéria orgânica e concentração de contaminantes

inorgânicos em amostras de sedimentos.

Em seguida, são apresentados os resultados da avaliação da qualidade dos sedimentos, o que

envolveu a aplicação dos Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS, bem como o

levantamento da estrutura da comunidade bentônica e a realização de ensaios

ecotoxicológicos em amostras de águas superficiais e intersticiais e de sedimentos.

5.1. Resultados das Análises Físico-Químicas e da Concentração de Metais nas

Amostras de Águas Superficiais

5.1.1. Análises Físico-Químicas

Nas FIG. 5.1 e 5.2 são mostrados os resultados das análises de oxigênio dissolvido e

condutividade elétrica, respectivamente, obtidos nas estações de amostragem, nos meses de

fevereiro, agosto e novembro de 2006. No Apêndice B são mostradas as TAB. com os

resultados desses e dos demais parâmetros físico-químicos obtidos nas amostras de águas

superficiais nas estações de amostragem.


Oxigênio Dissolvido

0

2

4

6

8

10

CL002 ES001 ES002 ES003

Estações de Amostragem

OD

(m

g/L

O2)

fev/06 ago/06 nov/06 Limite

FIGURA 5.1: Resultados dos valores de oxigênio dissolvido.

Em todos os pontos monitorados os valores de oxigênio dissolvido (FIG. 5.1) apresentaram-se

dentro do estabelecido na legislação (5 mgL-1), apesar do ponto localizado no córrego

Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), apresentar valores

próximos ao limite mínimo estabelecido na legislação. Este fato pode ser devido à pequena

vazão desse corpo de água no trecho amostrado, o que contribui para a redução da aeração na

água.

Condutividade Elétrica

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

CL002 ES001 ES002 ES003Estações de Amostragem

CE

(S/

cm)

fev/06 ago/06 nov/06

FIGURA 5.2: Resultados dos valores de condutividade elétrica.

Ressalta-se que apesar de não existir padrões legais de qualidade de água para a

condutividade elétrica, em geral, níveis superiores a 100 µS/cm indicam ambientes

impactados. O ponto que apresentou valores elevados de condutividade elétrica (acima de 500

µS/cm) foi no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002).


Esses resultados podem ser uma indicação do impacto ambiental associado à percolação de

material da barragem de rejeitos (FIG. 4.5).

Os valores de pH estiveram dentro dos limites (6-9) estabelecidos na Resolução CONAMA

375/05 em todas as estações de amostragem e em todas as campanhas de monitoramento.

5.1.2. Análise da Concentração de Metais

Nas FIG. 5.3, 5.4, 5.5, 5.6 e 5.7 e no Apêndice C são apresentados os resultados das análises

de concentração dos metais cádmio, cobre, chumbo, níquel e zinco e os respectivos limites

estabelecidos na legislação CONAMA 357/05 nas quatro estações de amostragem nas

campanhas de novembro de 2005, agosto e novembro de 2006. Como pode ser observado, em

todas as campanhas de coleta, os valores das concentrações dos metais avaliados (Cd, Cu, Pb,

Ni e Zn) estiveram abaixo do limite máximo permitido em todos os pontos, nas amostras de

águas superficiais. Esse resultado pode estar relacionado com o fato bem conhecido de que

concentrações de metais em água freqüentemente são baixas, podendo flutuar drasticamente,

dependendo do fluxo da água ou da intermitência das descargas de efluentes (NIMIS et al.,

2001).

Além disso, resultados de análises em águas superficiais devem ser usados com cautela na

investigação para determinar áreas contaminadas, principalmente por metais, devido sua

confiança limitada às amostragens instantâneas e às incertezas experimentais que impedem a

determinação do perfil de concentração (KLEIN et al., 1991).

Água Superficial

0,0000

0,0002

0,0004

0,0006

0,0008

0,0010

0,0012


Cád

mio

(m

g/L

Cd)

nov/05 ago/06 nov/06 Resolução Conama 357/05


FIGURA 5.3: Resultados das análises das concentrações de cádmio total nas amostras de

água superficial.

Água Superficial

0,000

0,002

0,004

0,006

0,008

0,010

CL002 ES001 ES002 ES003


Cob

re (m

g/L

Cu)

ago/06 nov/06 Resolução Conama 357/05

FIGURA 5.4: Resultados das análises das concentrações de cobre dissolvido nas amostras de água superficial.

Água Superficial

0,000

0,002

0,004

0,006

0,008

0,010

0,012


Chu

mbo

(mg/

L P

b)


FIGURA 5.5: Resultados das análises das concentrações de chumbo total nas amostras de água superficial.


Água Superficial

0,00

0,01

0,01

0,02

0,02

0,03

0,03

CL002 ES001 ES002 ES003


Níq

uel (

mg/

L N

i)


FIGURA 5.6: Resultados das análises das concentrações de níquel total nas amostras de água superficial.

Água Superficial

0,00

0,04

0,08

0,12

0,16

0,20


Zin

co (

mg/

L Z

n)


FIGURA 5.7: Resultados das análises das concentrações de zinco total nas amostras de água superficial.

5.2. Resultados das Análises das Concentrações de Contaminantes Inorgânicos e

da Caracterização Física das Amostras de Sedimentos

5.2.1. Caracterização Mineralógica

Os resultados das análises mineralógicas obtidos pela técnica de Difração de Raios-X são

apresentados na TAB. 5.1 e no Apêndice D do presente trabalho. Como pode ser observado,

os sedimentos são constituídos, principalmente, por quartzo, secundariamente, por Moscovita

(KAl2(AlSi3O10) (OH)2) e argila do grupo da Caolinita (Al2Si2O5(OH)4). A composição

mineralógica apresentou, ainda, teores menores de Goethita (FeO.OH) e Microclina


(KAlSi3O8), além de teores traços de Albita (NaAlSi3O8), Anatásio (TiO 2), Gibbsita (α-

Al2O3.3H2O), Hematita (Fe2O3) e Magnetita (Fe3O4).

5.2.2. Caracterização Granulométrica

Os resultados das análises granulométricas são mostrados na FIG. 5.9 e no Apêndice E. Com

o objetivo de avaliar se os sedimentos na região em estudo possuem grande capacidade de

adsorção de metais por partículas finas (silte e argila) foram realizadas as análises de

composição granulométrica.

Observa-se que os sedimentos são constituídos, principalmente, por areias média e fina. De

acordo com a FIG. 5.8 a soma das frações silte e argila apresenta porcentagens semelhantes

para os quatro pontos estudados e para as três campanhas de monitoramento. De acordo com

Förstner & Salomons (1980) os metais associam-se preferencialmente às frações finas dos

sedimentos (silte e argila). Portanto, granulometricamente os sedimentos das estações

analisadas possuem capacidades similares de agregar esses metais por meio de processos de

adsorção.

Além disso, outra observação importante foi a presença significativa das frações de areia

média (AM) nas estações amostradas durante os períodos de coletas, evidenciando processos

de erosão devido às modificações observadas na paisagem, como a falta de mata ciliar

ocasionando a exposição das encostas e conseqüente aceleração dos processos erosivos.


TABELA 5.1: Resultados das análises mineralógicas em amostras de sedimentos.

Mineral Identificado Amostra

Predominante (>70%)

Maior (<20%)

Menor (<5%)

Minoritário (<3%)

CL – 002 Quartzo

Caolinita Goethita

Moscovita

Caolinita Goethita

Moscovita Microclina

Albita Anatásio Gibbsita Goethita Hematita Magnetita

ES – 001 Quartzo

Caolinita Moscovita

Goethita Microclina Moscovita

Albita Anatásio Caolinita Gibbsita Goethita Hematita Magnetita Microclina Moscovita Turmalina

ES – 002

Quartzo Caolinita Moscovita

Goethita Microclina

Albita Caolinita Gibbsita Goethita Hematita Magnetita Microclina Moscovita Turmalina

ES – 003 Quartzo -

Anatásio Caolinita

Microclina Moscovita

Albita Anatásio

Andaluzita Caolinita Gibbsita Goethita Hematita Magnetita Microclina Moscovita


Granulometria

0%

20%

40%

60%

80%

100%

fev/

06

ago/

06

nov/

06

fev/

06

ago/

06

nov/

06

fev/

06

ago/

06

nov/

06

fev/

06

ago/

06

nov/

06

CL002 ES001 ES002 ES003

Fra

ções

gra

nulo

mét

rica

sS+A

AF

AM

AG

FIGURA 5.8: Resultados das análises granulométricas em amostras de sedimentos.

OBS.:

S+Aà Silte mais Argila

AF à Areia fina

AM à Areia média

AG à Areia grossa

5.2.3. Teor de Matéria Orgânica

A matéria orgânica é definida como a matéria de origem animal ou vegetal. A quantidade de

matéria orgânica presente nos sedimentos dos corpos de água depende de uma série de

fatores, incluindo a quantidade de organismos que aí vivem, o carreamento de resíduos de

plantas, animais, lixo e esgotos.

Um aumento significativo da quantidade de matéria orgânica presente nos sedimentos e na

coluna de água poderá provocar alterações nos processos físicos, químicos e biológicos que

ocorrem no sistema aquático. Por exemplo, o aumento da disponibilidade de matéria orgânica

leva à proliferação de seres vivos e, portanto, a um maior consumo de oxigênio para a sua

decomposição. Isso, por sua vez, irá acarretar na redução do oxigênio dissolvido na coluna de

água, o qual é essencial para a manutenção da vida aquática e dos processos naturais de

autodepuração em sistemas aquáticos.


Além disso, a matéria orgânica pode se complexar com metais, tornando-os menos

disponíveis para a biota (BRIGANTE & ESPÍNDOLA, 2003). Portanto a determinação da

porcentagem de matéria orgânica foi realizada no presente estudo com o intuito de avaliar se

os sedimentos da área em estudo apresentam, ou não, alto teor de matéria orgânica. Teores

elevados de matéria orgânica poderiam contribuir para que os metais, eventualmente

presentes nos sedimentos, se tornassem menos biodisponíveis.

As análises dos teores de matéria orgânica foram realizadas nas amostras coletadas em

fevereiro, agosto e novembro de 2006. Na FIG. 5.9 e no Apêndice E são apresentados os

resultados obtidos.

Segundo Esteves (1998), sedimentos que contêm teores maiores que 10% de matéria orgânica

em seu peso seco são classificados em orgânicos e sedimentos que possuem teores menores

que 10% são classificados como inorgânicos. Ao avaliar os resultados obtidos na FIG. 5.9

pode-se verificar que, em todas as estações de amostragem, os sedimentos apresentam

porcentagens pequenas de matéria orgânica e, portanto, os sedimentos podem ser

considerados como inorgânicos. A obtenção de baixos teores de matéria orgânica indica que,

na possível presença de metais, esses sedimentos apresentam baixa capacidade de

complexação com os mesmos. Esses resultados podem estar relacionados ao fato de que em

ambientes tropicais é esperado baixos valores de matéria orgânica nos sedimentos, pois nesses

ambientes os processos de decomposição são mais acelerados, devido às temperaturas mais

elevadas.

Matéria Orgânica

0

1

2

3

4

5

6

CL001 ES001 ES002 ES003


Por

cent

agem

(%

)

fev/06 ago/06 nov/06

FIGURA 5.9: Resultados das análises de matéria orgânica em amostras de sedimentos.


5.2.4. Análise da Concentração de Contaminantes Inorgânicos pela

Técnica de Ativação Neutrônica

Na TAB. 5.2 são mostrados os resultados das análises de concentrações de contaminantes

inorgânicos em sedimentos obtidos pela técnica de Análise por Ativação Neutrônica. Essas

análises foram realizadas somente nas amostras coletadas nas campanhas de novembro de

2005 e agosto de 2006. Como mencionado anteriormente, os resultados da Análise por

Ativação Neutrônica serviram como base para uma avaliação prévia da eventual presença de

contaminantes inorgânicos nas amostras de sedimento analisadas. Foi constatada a presença

significativa de Ti, Al, V, Mn e Fe, os quais, basicamente, são elementos constituintes do solo

(MINEROPAR, 2005).

Foi observada também a presença de Zn nas amostras de sedimentos nas estações localizadas

no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), bem como no

ribeirão Espírito Santo, a jusante da confluência com o córrego Lavagem (ES002), na

campanha de novembro de 2005. Esse fato pode estar relacionado com a influência da

barragem de rejeitos situada nas cabeceiras do córrego Lavagem.

Não foram detectados os elementos Cd e Cu, sendo esses de grande interesse para o presente

estudo. Isso foi em decorrência dos seguintes fatores principais: características nucleares dos

elementos Cd e Cu, além de interferências de outros elementos ativados na matriz de

sedimento que é uma matriz complexa. Os metais Ni e Pb não foram determinados por

ativação neutrônica, por não apresentarem características nucleares adequadas para as suas

determinações pela técnica.

Verifica-se ainda que os resultados de concentrações de contaminantes inorgânicos obtidos

por ativação neutrônica corroboram com os dados da composição mineralógica obtidos por

difração por raios-X. A estação ES003 apresentou o menor teor de Al nas análises de ativação

neutrônica e ao mesmo tempo, foi verificada a presença de teores menores (<5%) dos

minerais caolinita (Al2Si2O5(OH)4) e moscovita (KAl2(AlSi3O10), tendo esses em sua estrutura

o Al. Já na estação CL002 que apresentou os maiores teores de Fe, por ativação neutrônica,

foi observada a presença de teores maiores (<20%) do mineral goethita (FeO.OH), sendo que

esse possui em sua estrutura o Fe.


5.2.5. Concentrações de Metais Totais

O termo metais totais no presente trabalho se refere aos metais extraídos das amostras de

sedimentos pelo método 3050B da EPA (item 4.3.2). Esse método não é uma técnica para

digestão total dos elementos, mas uma digestão ácida capaz de solubilizar elementos que

poderão ser ambientalmente disponíveis, ou seja, elementos ligados na estrutura dos silicatos

não serão dissolvidos por esse método. No entanto, o termo metal total (Cd total, Cu total, Pb

total, Ni total e Zn total) nos sedimentos foi utilizado, pelo fato de não ter sido realizado a

especiação dos elementos na extração, e para designar todas as formas dos metais extraídas

por esse método.

Nas FIG. 5.10, 5.11, 5.12, 5.13 e 5.14 e no Apêndice F são apresentados os resultados das

análises de metais totais em sedimentos para cada estação de amostragem, nas três campanhas

de coleta.

Como pode ser observado apenas o ponto localizado no córrego Lavagem, a montante de sua

foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), apresentou valores de concentração dos metais

avaliados (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) acima dos valores obtidos no ponto de “background”

(ES001). O ponto CL002 corresponde justamente àquele onde é esperada uma maior

influência do material percolado da barragem de rejeitos.


TABELA 5.2: Resultados das concentrações de contaminantes inorgânicos em sedimentos

obtidos pela técnica de Análise por Ativação Neutrônica.

CL002 ES001 ES002 ES003

Elementos nov/05 ago/06 nov/05 ago/06 nov/05 ago/06 nov/05 ago/06

Al(%) 4,0±0,1 5,0±0,1 3,3±0,1 2,3±0,1 2,4±0,1 2,6±0,1 2,25±0,1 0,9±0,1

As(mg/kg) <5 <5 <5 <5 <5 <5 <5 <5

Co(mg/kg) 165±14 150±14 170±14 170±14 185±14 205±14 195±14 255±14

Cr(mg/kg) <2 <2 <2 <2 <2 <2 <2 <2

Cs(mg/kg) 3,8±0,2 <2 3±0,3 <2 <2 <2 <2 <2

Fe(%) 3,5±0,04 4,9±0,1 1,98±0,04 1,8±0,1 1,42±0,03 1,6±0,1 1,24±0,04 0,70±0,04

Hf(mg/kg) 11±1 9±0,3 11,5±1,4 10,3±1,4 11,5±1,4 8,1±0,2 9,5±1,4 8,8±0,3

K(%) <0,5 0,97±0,01 <0,5 <0,5 <0,5 0,56±0,01 <0,5 <0,5

La(mg/kg) <5 38±1 <5 20±1 <5 17±1 <5 8±1

Mn(mg/kg) 225±14 355±14 210±14 230±14 140±14 210±14 120±14 76±6

Na(mg/kg) <20 665±14 570±60 380±14 <20 252±14 <20 210±14

Ta(mg/kg) 26,5±1,4 22,5±1 27±1,4 27±1 32,5±1,4 34±1 32,5±1,4 44±1

Th(mg/kg) 4,4±0,3 4,5±0,5 4,6±1,4 4,8±1,4 3,8±0,2 5±0,2 3,2±0,3 2,6±0,2

Ti(mg/kg) 18750±140 3750±282 2600±140 1900±140 2200±140 2150±140 2050±140 1100±140

V(mg/kg) 74±3 100±14 52,5±2,8 45±1 38±1 43,5±1,4 36±1,4 14,5±1,4

W(mg/kg) <10 550±14 <10 690±14 <10 845±14 <10 1100±140

Zn(mg/kg) 240±14 <100 <100 <100 140±14 <100 <100 <100

Sedimentos

0,00

0,04

0,08

0,12

0,16

0,20

CL002 ES001 ES002 ES003

Estações de Amostrtagem

Cád

mio

(mg/

kg C

d)

nov/05 ago/06 nov/06

FIGURA 5.10: Resultados das análises da concentração de Cd total

em amostras de sedimentos.


Sedimentos

0

2

4

6

8

10

12

14

16


Cob

re (

mg/

kg C

u)


FIGURA 5.11: Resultados das análises da concentração de Cu total


Sedimentos

0

4

8

12

16

20


Chu

mbo

(m

g/kg

Pb)


FIGURA 5.12: Resultados das análises da concentração de Pb total



Sedimentos

0

4

8

12

16

20

CL002 ES001 ES002 ES003


Níq

uel (

mg/

kg N

i)


FIGURA 5.13: Resultados das análises da concentração de Ni total


Sedimentos

0

15

30

45

60

75


Zin

co (m

g/kg

Zn)


FIGURA 5.14: Resultados das análises da concentração de Zn total



5.3. Aplicação dos Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos

Nesse item são apresentados os resultados dos estudos de avaliação da qualidade dos

sedimentos por meio da aplicação dos Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS,

quais sejam: valores-guia canadenses, valores-guia das unidades tóxicas das águas intersticiais

e valores-guia baseados na teoria do equilíbrio de partição (TEP).

5.3.1. Comparação dos Resultados de Metais dos Sedimentos com os

Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos - VGQS Canadenses (TEL e

PEL)

A aplicação dos valores-guia canadenses (TEL e PEL) foi feita levando-se em conta os

resultados das concentrações de metais totais em amostras de sedimentos (item 5.2.5). Vale

lembrar que os VGQS canadenses, os quais foram baseados em bancos de dados de efeitos e

não efeitos, nesse caso, foram derivados dois valores-guia o TEL (“threshold effect level”) e o

PEL (“probable effect level”). Esses valores-guia são valores numéricos de concentração de

contaminantes individuais inorgânicos (metais e metalóides) e orgânicos (um amplo número

de diferentes compostos) estatisticamente definidos com base em associações de valores da

concentração química desses contaminantes nos sedimentos aos resultados de testes de

toxicidade (aguda e crônica) realizados com um grande número de diferentes organismos-

teste (ENVIROMENT CANADA, 1995).

Nas FIG. 5.15, 5.16, 5.17, 5.18 e 5.19 e no Apêndice F são apresentados os valores-guia

canadenses (TEL e PEL) e os resultados das análises de concentração de metais totais em

sedimentos, quais sejam: cádmio, cobre, chumbo, níquel e zinco, respectivamente, para as

quatro estações de amostragem. Como pode ser observado, os limites de TEL e PEL não

foram violados em nenhum dos resultados obtidos.


Sedimentos

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

CL002 ES001 ES002 ES003

Estações de Amostrtagem

Cád

mio

(mg/

kg C

d)

nov/05 ago/06 nov/06 PEL TEL

FIGURA 5.15: Comparação dos resultados das análises de cádmio em sedimentos com os

Valores-Guia Canadenses (TEL e PEL).

Sedimentos

0

50

100

150

200

250


Cob

re (

mg/

kg C

u)


FIGURA 5.16: Comparação dos resultados das análises de cobre em sedimentos com os



Sedimentos

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100


Chu

mbo

(m

g/kg

Pb)


FIGURA 5.17: Comparação dos resultados das análises de chumbo em sedimentos com os


Sedimentos

0

5

10

15

20

25

30

35

40


Níq

uel (

mg/

kg N

i)


FIGURA 5.18: Comparação dos resultados das análises de níquel em sedimentos com os



Sedimentos

0

50

100

150

200

250

300

350


Zin

co (m

g/kg

Zn)


FIGURA 5.19: Comparação dos resultados das análises de zinco em sedimentos com os


5.3.2. Aplicação dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais –

VGUTAI

5.3.2.1. Resultados das Análises de Metais em Águas Intersticiais

Na TAB. 5.3 são mostrados os resultados das análises de metais em águas intersticiais para

cada estação de amostragem e campanha realizada. Esses dados foram utilizados para

aplicação dos valores-guia das unidades tóxicas das águas intersticiais.

5.3.2.2. Aplicação dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas

Intersticiais

Nas TAB. 5.4, 5.5 e 5.6 são apresentados resultados dos estudos de avaliação da qualidade

dos sedimentos por meio da aplicação dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas

Intersticiais – VGUTAI. Os valores de VGUTAI foram estimados de acordo com a equação

2.9, descrita no item 2.2.3, deste trabalho.


TABELA 5.3: Resultados das concentrações de metais das amostras de águas intersticiais.

Metais Campanha CL002 ES001 ES002 ES003

nov/05 0,00029±0,00003 <0,0002 * 0,00032±0,00003

ago/06 <0,001 <0,001 <0,001 <0,001 Cádmio

(mg/L) nov/06 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0002

nov/05 0,021±0,005 0,029±0,005 * 0,036±0,005

ago/06 <0,0007 <0,0007 <0,0007 <0,0007 Cobre

(mg/L) nov/06 0,006±0,0003 0,004±0,0003 0,004±0,0003 0,0062±0,0003

nov/05 <0,001 0,017±0,003 0,028±0,004

ago/06 0,0078±0,0007 0,032±0,003 0,032±0,003 0,031±0,003 Chumbo

(mg/L) nov/06 <0,001 <0,001 <0,001 <0,001

nov/05 0,012±0,005 0,49±0,03 * 0,009±0,0005

ago/06 <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Níquel

(mg/L) nov/06 <0,005 <0,005 0,024±0,006 0,012±0,005

nov/05 0,12±0,02 0,04±0,003 * 0,05±0,004

ago/06 * 0,051±0,004 0,043±0,004 0,049±0,004 Zinco

(mg/L) nov/06 <0,02 <0,02 0,045±0,002 0,047±0,002

* Não analisado

TABELA 5.4: Resultados dos Valores-Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais -

VGUTAI na campanha de novembro de 2005.

Estações VGUTAICd VGUTAICu VGUTAIPb VGUTAINi VGUTAIZn ?VGUTAI

CL002 0,5 3,3 1,0 0,1 2,1 6,9

ES001 0,3 4,6 16,3 0,1 0,7 22,1

ES002 0,3 8,1 6,4 0,1 0,7 15,7

ES003 0,5 116,2 26,9 0,1 0,9 144,5



VGUTAI na campanha de agosto de 2006.


CL002 1,6 0,1 7,5 0,2 0,0 9,5

ES001 1,6 0,1 30,7 0,2 0,9 33,6

ES002 0,3 0,0 1,6 0,0 0,1 33,4

ES003 1,6 2,3 29,8 0,2 0,8 34,7


VGUTAI na campanha de novembro de 2006.


CL002 0,3 1,0 1,0 0,1 0,3 2,6

ES001 0,3 0,7 1,0 0,1 0,4 2,4

ES002 0,3 0,6 1,0 0,3 0,8 3,0

ES003 0,3 19,2 0,9 0,1 0,3 20,7

Como pode ser observado os ? VGUTAI foram excedidos (? VGUTAI>1) em todas as

estações e em todas as campanhas de monitoramento. É importante salientar que o VGUTAI

só pode ser utilizado para predizer sobre a não toxicidade dos sedimentos, ou seja, se forem

obtidos valores menores que 1, o risco de ocorrência de efeitos deletérios à biota em

decorrência da presença de sedimentos contaminados não é significativo. Entretanto, se os

valores forem maiores que 1, não se pode afirmar que a presença de contaminantes nos

sedimentos representam um risco à proteção da fauna aquática. Nesse caso, deve ser levado

em conta que a presença de fases ligantes nas águas intersticiais pode agir como um atenuador

da biodisponibilidade e toxicidade dos metais (LEONARD, 1996 citado por SILVÉRIO,

2003), o que pode levar a conclusões errôneas. Portanto, é importante que sejam realizados

estudos adicionais envolvendo a aplicação de outros critérios, como por exemplo, a aplicação

dos valores-guia de qualidade de sedimentos baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição –

TEP.


5.3.3. Aplicação dos Valores-Guia Baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição –

TEP

5.3.3.1. Resultados das Análises de Sulfetos Volatilizáveis por Acidificação

(SVA) e Metais Extraídos Simultaneamente (MES)

A implantação da metodologia para determinação da concentração de sulfetos volatilizáveis

por acidificação (SVA) pelo método descrito por Allen et al. (1992) envolveu numa primeira

etapa a realização de testes para avaliar a eficiência do sistema de captação. O teste foi

realizado em duplicata (teste 1 e teste 2, TAB. 5.7) utilizando solução padrão de sulfeto de

sódio Na2S a 5,91 µmol L-1. As concentrações dos sulfetos foram avaliadas antes e depois do

arraste com o nitrogênio. Os resultados obtidos são mostrados na TAB. 5.7. Recuperações

com intervalos entre 80 e 120% são aceitáveis em testes desse tipo. Portanto, pode-se

considerar que o método ofereceu uma recuperação significativamente satisfatória, uma vez

que os resultados da recuperação ficaram entre 94 e 101%.

TABELA 5.7: Recuperação de SVA.

Recuperação do SVA

Amostra

Antes do arraste

(µmol L-1)

Depois do arraste

(µmol L-1)

%

Recuperação

Teste 1 5,91 5,56 94

Teste 2 5,91 5,95 101

Foi realizada uma curva de calibração (TAB. 5.8 e FIG. 5.20) usando um espectrofotômetro

UV-VIS, Perkin Elmer Lambda 20 a um comprimento de onda de 678 nm. Para tanto, foram

utilizadas soluções padrão de Na2S de 0,1; 0,2; 0,4; 0,5 e 0,6 mg L-1.


TABELA 5.8: Curva de calibração obtida usando o espectrômetro UV-VIS, para a

determinação de sulfetos.

CALIBRAÇÃO UV-VIS

Absorbância Concentração (mg L-1)

0,1 0,0184

0,2 0,0329

0,4 0,0701

0,5 0,0821

0,6 0,1033

Absobância X Concentração

y = 0,1688x + 0,0006R2 = 0,9965

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7Concentração (ppm)

Abs

orbâ

ncia

FIGURA 5.20: Curva de calibração obtida usando o espectrômetro UV-VIS.

Nas TAB. 5.9 e 5.10 são apresentados os resultados das análises de SVA e dos MES (Cd, CU,

Pb, Ni e Zn) obtidos nas campanhas de agosto e novembro de 2006. Esses dados foram

utilizados para aplicação dos VGQS baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição.

TABELA 5.9: Resultados MES e SVA na campanha realizada em agosto de 2006.

Resultados MES e SVA (mg/kg)

Cd Cu Ni Pb Zn SVA

CL002 0,10 5,19 5,33 10,50 70,30 267,80

ES001 0,01 1,65 2,19 0,87 0,71 1,21

ES002 0,02 2,75 2,02 1,11 2,27 16,55

ES003 0,01 0,85 1,18 0,66 0,77 1,09


TABELA 5.10: Resultados MES e SVA na campanha realizada em nov/06 de 2006.

Resultados MES e SVA (mg/kg)

Cd Cu Ni Pb Zn SVA

CL002 0,07 3,83 6,76 11,98 60,17 620,84

ES001 0,01 1,24 1,23 0,90 0,66 1,93

ES002 0,01 1,97 1,84 0,76 0,74 2,56

ES003 0,01 1,05 0,58 0,91 0,69 1,00

5.3.3.2. Aplicação dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de

Partição

Como discutido no Capítulo 2 o SVA é uma fase controladora de cátions metálicos divalentes

nos sedimentos. Em sedimentos não contaminados, o SVA é representado principalmente por

monossulfetos de ferro e na presença de alguns cátions metálicos (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) os

monossulfetos de ferro reagem com esses cátions formando sulfetos metálicos insolúveis.

Portanto, na presença de SVA, metais como Cd, Cu, Pb, Ni e Zn são retirados da coluna

d’água e das águas intersticiais, por precipitação, com o SVA presente nos sedimentos

(USEPA, 2005). Diferentemente dos metais totais (item 5.2.5), a fase metálica que é

solubilizada pelo método descrito por Allen et al. (1992) é a fase ligada aos sulfetos,

denominados metais extraídos simultaneamente (MES).

De acordo com essa teoria a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos – USEPA

desenvolveu uma metodologia para avaliação da qualidade dos sedimentos por meio da

comparação direta da soma da concentração molar dos cinco metais (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) e a

concentração do SVA, presentes nos sedimentos, extraídos simultaneamente pelo método

descrito por Allen et al. (1992). A toxicidade para organismos bentônicos não tem sido

observada em ensaios de ecotoxicidade em sedimentos que apresentam ?MES – SVA = 0.

Entretanto, se ?MES – SVA = 0, o sedimento não necessariamente irá apresentar toxicidade.

Nesse caso, pode haver o controle de outra fase, por exemplo, a do carbono orgânico total

(TOC). E, portanto nesse caso deverá ser feita a correção pelo TOC (item 2.2.2).


Os resultados das análises de metais em sedimentos para cada estação de amostragem e a

aplicação dos valores-guia de qualidade de sedimentos baseados na Teoria do Equilíbrio de

Partição – TEP, obtidos para as campanhas de agosto e novembro de 2006 são apresentados

nas TAB. 5.11 e 5.12, respectivamente.

TABELA 5.11: Resultados dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição -

TEP na campanha de agosto de 2006.

Resultados obtidos na campanha de ago/06 (µmol/g)

Estações Cd Cu Pb Ni Zn S[MES] SVA S[MES]-SVA

CL002 0,0 0,1 0,1 0,1 1,1 1,3 8,4 -7,1

ES001 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,0

ES002 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,5 -0,4

ES003 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

TABELA 5.12: Resultados dos Valores-Guia baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição -

TEP na campanha de novembro de 2006.

Resultados obtidos na campanha de nov/06 (µmol/g)

Estações Cd Cu Pb Ni Zn S[MES] SVA S[MES]-SVA

CL002 0,0 0,1 0,1 0,1 0,9 1,2 19,4 -18,2

ES001 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,0

ES002 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,0

ES003 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

Pode-se observar a presença de zinco nas duas campanhas de amostragem na estação

localizada no córrego Lavagem a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002). No

entanto, nesse ponto foi obtido ?MES – SVA = 0, portanto verifica-se que esse metal está

sendo controlado pelos sulfetos presentes nos sedimentos nesse ponto de amostragem.

Assim sendo, segundo a avaliação dos VGQS baseados na Teoria do Equilíbrio de Partição

recomendado pela USEPA, os metais presentes nos sedimentos não estão disponibilizados

para a biota nas estações de amostragem avaliadas.


5.4. Avaliação da Estrutura da Comunidade Bentônica

Os resultados da avaliação da estrutura da comunidade bentônica se referem à campanha

realizada em fevereiro de 2006.

No presente trabalho foram calculados o índice de diversidade de Shannon-Wiener (H'), a

equitabilidade de Pielou (E), a densidade (número de indivíduo por m2) e a riqueza

taxonômica de forma a se obter subsídios para o tratamento dos dados relativos à estrutura da

comunidade bentônica na região de estudo.

Os resultados apresentados na TAB. 5.13 mostram o ponto adotado como referência (ES001),

localizado no ribeirão Espírito Santo a montante da confluência com o córrego Lavagem,

como o trecho que apresenta maior riqueza, equitabilidade e diversidade de espécies

encontradas, o que indica que esse trecho encontra-se bem preservado. A riqueza corresponde

ao número total de espécies encontradas no local, sendo esse, o ponto que apresentou o maior

número de espécies. Além disso, pode-se verificar nessa estação elevada densidade de

Leptophlebiidade, que são organismos de famílias de macroinvertebrados mais sensíveis à

poluição.

Os valores de equitabilidade variaram de 0 a 1. A equitabilidade do ponto (ES001) foi igual a

0,62, indicando que existe uma distribuição mais homogênea entre as famílias encontradas em

relação aos outros pontos avaliados. Da mesma forma, o valor de diversidade nesse trecho

apresentou resultados relevantes indicando, portanto, que existe uma proporcionalidade entre

as famílias das espécies encontradas.

No entanto os trechos localizados no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão

Espírito Santo (CL002), e no ribeirão Espírito Santo, a jusante da confluência com o córrego

Lavagem (ES002), apresentaram elevada densidade de Chironomidae, grupo de organismos

que geralmente é considerado resistente.


TABELA 5.13: Abundância relativa (%) da fauna de insetos aquáticos (fev/06).

CL002 ES001 ES002 ES003

Nemathelminthes Nematoda 4±6 4±6 4±6 4±6Annelida Hirudinea Oligochaeta 367±202 507±613 478±358 89±48ArthropodaInsecta Ephemeroptera Baetidae 37±46 56±29 52±34 33±33 Caenidae 7±6 4±6 19±32 0 Leptophlebiidae 4±6 1519±1799 19±32 56±29 Leptohyphidae 0 52±53 22±29 4±6 Polymitarcyidae 0 19±32 4±6 4±6 Odonata Calopterygidae 4±6 26±13 0 0 Coenagrionidae 30±23 7±13 19±32 0 Dytiscidae 19±13 0 4±6 0 Gomphidae 19±17 44±48 33±40 0 Libellulidae 263±147 93±97 4±6 7±13 Plecoptera Perlidae 0 4±6 0 0 Heteroptera Corixidae 30±26 0 11±19 0 Gerridae 0 0 0 4±6 Naucoridae 4±6 141±119 0 44±59 Notonectidae 0 0 22±11 0 Vellidae 0 11±19 0 0 Coleoptera Elmidae 7±13 156±202 19±32 4±6 Hydrophilidae 19±23 0 0 0 Lampyridae 4±6 0 0 0 Ptilodactylidae 0 4±6 15±26 7±13 Staphylinidae 4±6 0 0 0 Trichoptera Hydroptilidae 0 0 0 4±6 Hydropsychidae 19±23 0 0 0 Leptoceridae 33±11 4±6 4±6 4±6 Philopotamidae 0 100±173 0 0 Polycentropodidae 4±6 0 7±13 4±6 Megaloptera Corydalidae 0 4±6 0 0 Diptera Ceratopogonidae 226±141 222±244 122±107 63±56 Chironomidae 2981±80 1978±653 7444±5908 1407±1890 Empididae 0 22±11 7±13 0 Simuliidae 4±6 826±1026 0 4±6 Tabanidae 19±32 0 0 0 Tipulidae 0 222±203 0 93±94 Lepidoptera Pyralidae 0 22±38 0 0CrustaceaMollusca Bivalvia 4±6 22±0 126±130 11±19

Riqueza Total 23 27 21 19Densidade Total 4089 6096 8433 1844Equitabilidade 0,36 0,62 0,19 0,36Diversidade 1,11 2,04 0,58 1,07

ESTAÇÕES


A análise de similaridade entre os trechos foi apresentada em forma de dendrograma e gráfico

bidimensional de distância. Essas duas análises utilizam uma associação dos dados de

diversidade, equitabilidade e dominância das diferentes estações de amostragem e fazem um

agrupamento das estações que apresentaram similaridade nos resultados. Essas análises foram

feitas com o programa PRIMER 6β , e são mostrados nas FIG. 5.21 e 5.22.

FIGURA 5.21: Dendograma de similaridade de Bray-Curtis, elaborado a partir dos dados de

diversidade, equitabilidade e dominância das amostras de macroinvertebrados bentônicos

(fev/06).


FIGURA 5.22: Gráfico bidimensional de similaridade de Bray-Curtis, elaborado a partir dos

dados de diversidade, equitabilidade e dominância das amostras de macroinvertebrados

bentônicos (fev/06).

Em todas as condições analisadas foi possível observar a alta similaridade entre os pontos

CL002 e ES002. A análise dos resultados obtidos indica visivelmente a influência direta da

barragem de rejeitos sobre a estrutura da comunidade bentônica nos trechos localizados no

córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), e no ribeirão

Espírito Santo, a jusante da confluência com o córrego Lavagem (ES002).

Os resultados da avaliação da estrutura da comunidade bentônica corroboram com os

resultados da aplicação do Protocolo de Avaliação Rápida. Os trechos de rios monitorados

evidenciaram alterações antrópicas nas áreas de entorno e nos leitos dos ambientes lóticos,

principalmente na estação localizada no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão

Espírito Santo (CL002) a qual apresentou a menor pontuação (52). Segundo o protocolo todos

os trechos foram classificados como alterados (valores de pontuação entre 40 e 60 pontos,

FIG. 5.23).

O trecho localizado no ribeirão Espírito Santo a montante da confluência com o córrego

Lavagem (ES001) apresentou a maior pontuação (58). Apesar de ter sido classificado como

trecho alterado segundo o Protocolo, esse foi o trecho que apresentou o melhor estado de

preservação entre as estações avaliadas.


Resultados do Protocolo de Avaliação Rápida

CL002ES001 ES002 ES003

0

20

40

60

80

100

Pont

uaçã

o no

Pro

toco

lo

FIGURA 5.23: Representação gráfica das pontuações segundo o protocolo de avaliação

rápida.

5.5. Resultados dos Ensaios Ecotoxicológicos nas Amostras de Águas Superficiais,

Intersticiais e Sedimentos

Os ensaios ecotoxicológicos em amostras de águas superficiais, intersticiais e sedimentos

foram realizados pelo Laboratório Biotest Ambiental de Belo Horizonte. As amostras foram

coletadas nas campanhas de agosto e novembro/2006. Os resultados obtidos são apresentados

a seguir. No Apêndice H são mostrados os resumos dos certificados dos ensaios

ecotoxicológicos, do laboratório executor dos testes.

5.5.1. Toxicidade Crônica

Os resultados dos testes de toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia em

águas superficiais, intersticiais e nas águas de lixiviação dos sedimentos são apresentados nas

TAB. 5.14, 5.15 e 5.16, respectivamente.

Como mencionado no Capítulo 2, os efeitos crônicos são causados por baixas concentrações

de agentes químicos dissolvidos, podendo ser detectados em prolongados períodos de

exposição ou por respostas fisiológicas adversas na reprodução e crescimento dos organismos

vivos (CETESB, 2007).


TABELA 5.14: Ocorrência de toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia

nas amostras de águas superficiais.

Estações de Amostragem ago/06 nov/06

CL002 NA* NA

ES001 CENO** = 0.5% da amostra

CEO*** = 1% da amostra

CENO = 5% da amostra

CEO = 15% da amostra

ES002 CENO = 25% da amostra




ES003 NA CENO = 75% da amostra

CEO = 100% da amostra * NA à Não apresentou toxicidade.

** CENO à Concentração efetiva de efeito não observado, é a maior concentração da amostra que não causa

efeito deletério estatisticamente significativo na sobrevivência e reprodução dos organismos, nas condições de

ensaio após sete dias de experimento.

*** CEO à Concentração de efeito observado, é a menor concentração nominal da amostra que causa efeito

deletério estatisticamente significativo na sobrevivência e reprodução dos organismos, nas condições de ensaio.

Como pode ser verificado houve ocorrência de efeitos tóxicos crônicos para o microcrustáceo

Ceriodaphnia dubia nas estações localizadas no ribeirão Espírito Santo a montante e a jusante

da confluência com o córrego Lavagem (ES001 e ES002) nas duas campanhas de

amostragem. A estação localizada no ribeirão Espírito Santo, a montante de sua foz no rio São

Francisco (ES003), apresentou concentração de efeito observado de 75% da amostra somente

na segunda campanha de monitoramento.


TABELA 5.15: Ocorrência de toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia

nas amostras de águas intersticiais.


CL002 NA*



ES001 CENO** = 75% da amostra


NA

ES002




CEO = 5% da amostra

ES003



NA

* NA à Não apresentou toxicidade.






Foi observada a ocorrência de efeitos tóxicos crônicos para o microcrustáceo Ceriodaphnia

dubia nas amostras de águas intersticiais da estação localizada no ribeirão Espírito Santo, a

jusante da confluência com o córrego Lavagem (ES002), em ambas as campanhas. As

estações localizadas no ribeirão Espírito Santo, a montante da confluência como córrego

Lavagem (ES001) e a montante de sua foz no rio São Francisco (ES003), apresentaram

respectivamente concentração de efeito observado de 100 e 75%, das amostras em uma das

campanhas de monitoramento. A estação localizada no córrego Lavagem, a montante de sua

foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), apresentou concentração de efeito observado em 15%

da amostra de água intersticial na campanha de novembro de 2006. Portanto, pode-se inferir

que os organismos-teste indicaram existir condições de toxicidade nas águas intersticiais dos

sedimentos nesses trechos.


TABELA 5.16: Ocorrência de toxicidade crônica com o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia

nas águas de lixiviação das amostras de sedimentos.

Estações de Amostragem ago/06

nov/06

CL002 NA*



ES001 NA NA

ES002 NA NA

ES003 CENO** = 1% da amostra




* NA à Não apresentou toxicidade.






Com relação à freqüência de ocorrência de efeitos tóxicos crônicos para o microcrustáceo

Ceriodaphnia dúbia nas águas de lixiviação dos sedimentos, a estação localizada no ribeirão

Espírito Santo, a montante de sua foz no rio São Francisco (ES003), apresentou efeito crônico

em solução contendo 5 e 100% das amostras coletadas nas campanhas de agosto e novembro,

respectivamente. A estação localizada no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão

Espírito Santo (CL002), apresentou concentração de efeito observado em novembro de 2006,

em solução contendo 50% da amostra. Portanto, pode-se inferir que os organismos-teste

indicaram existir condições de toxicidade nas águas de lixiviação dos sedimentos nesses

trechos.


5.5.2. Toxicidade Aguda

Nas TAB. 5.17, 5.18 e 5.19 são apresentados os resultados dos testes de toxicidade aguda

para o microcrustáceo Daphnia similis nas amostras de águas superficiais, intersticiais e de

águas de lixiviação dos sedimentos.

TABELA 5.17: Ocorrência de toxicidade aguda para o microcrustáceo Daphnia similis nas

amostras de águas superficiais.


CL002 NA* NA

ES001 NA NA

ES002 NA NA

ES003 NA NA

*NA à Não apresentou toxicidade.

Com relação à freqüência de ocorrência de efeitos tóxicos agudos para o microcrustáceo

Daphnia similis não foi observado efeito adverso em nenhuma das estações amostradas em

nenhuma das campanhas.


amostras de águas intersticiais.


CL002 NA* NA

ES001 NA NA

ES002 NA NA

ES003 NA NA


Como pode ser observado, os resultados das segunda e terceira campanhas indicaram que as

amostras de águas intersticiais não apresentaram toxicidade aguda para o microcrustáceo

Daphnia similis em nenhuma das estações analisadas.



águas de lixiviação das amostras de sedimentos.


CL002 NA* NA

ES001 NA NA

ES002 NA NA

ES003 NA NA


Os resultados dos testes de toxicidade aguda para o microcrustáceo Daphnia similis

mostraram que as águas de lixiviação dos sedimentos não apresentaram toxicidade aguda para

o organismo-teste.

Ao comparar os resultados analisados com os parâmetros não conformes e considerados

tóxicos, foram constatadas tais situações:

• Não foi observada toxicidade aguda em qualquer das estações e em nenhuma das

campanhas amostradas. Isto indica, portanto, que os trechos em estudos não

apresentaram níveis de concentração de agentes químicos elevados em nenhuma das

matrizes analisadas suficientes para causar para causar efeitos drásticos nos

organismos vivos;

• No córrego Lavagem, no ponto localizado a montante de sua foz no ribeirão Espírito

Santo (CL002), onde é esperado que os níveis de contaminação por elementos tóxicos

sejam elevados em virtude da influência direta da barragem de rejeitos de minério de

zinco, foi observada a ocorrência de efeito tóxico crônico nas amostras de águas

intersticiais e de sedimentos na campanha realizada em novembro de 2006;

• Na estação selecionada para este estudo como o ponto de referência e que apresentou

o menor nível de influência da barragem de rejeitos, estação esta, localizada no

ribeirão Espírito Santo, a montante da confluência com o córrego Lavagem (ES001),

apresentou toxicidade crônica para o microcrustáceo Ceriodaphnia dúbia nas amostras

de águas superficiais nas duas campanhas de monitoramento e nas amostras de águas

intersticiais na campanha de novembro de 2006;


• Na estação localizada no ribeirão Espírito Santo, a jusante da confluência com o

córrego Lavagem (ES002), que corresponde ao segundo ponto com maior influência

da barragem de rejeitos, foi observada toxicidade crônica nas amostras de águas

superficiais e intersticiais nas duas campanhas de monitoramento realizadas em 2006;

• A estação localizada no ribeirão Espírito Santo, a montante de sua foz no rio São

Francisco (ES003), apresentou toxicidade crônica nas amostras de águas superficiais

em novembro de 2006, nas águas de lixiviação das amostras de sedimentos nas duas

campanhas de monitoramento de 2006, e nas amostras de águas intersticiais em agosto

de 2006.

Em suma, os resultados dos testes de ecotoxicidade demonstraram a ocorrência de efeitos

tóxicos crônicos. Portanto, para a maioria das estações de amostragem, pode-se inferir que

existem condições adversas que poderão interferir nos processos de reprodução e crescimento

dos organismos vivos.

114 CAPÍTULO VI: Conclusões e Recomendações

CAPÍTULO VI

6. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

6.1. Conclusões

Os resultados das análises das variáveis físico-químicas em águas superficiais mostraram que

a estação localizada no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo

(CL002), apresentou valores de condutividade elétrica elevados. Por outro lado, os resultados

das análises das concentrações dos metais cádmio, cobre, chumbo, níquel e zinco, estiveram

abaixo do limite legal em todas as estações. É bem conhecido que concentrações de metais em

água freqüentemente são bem próximas ou abaixo do limite de detecção dos instrumentos,

podendo flutuar drasticamente, dependendo do fluxo da água ou da intermitência das

descargas de efluentes (NIMIS et al., 2002).

A análise da composição mineralógica das amostras de sedimentos indicou a presença

marcante dos silicatos e óxidos de ferro e alumínio nos materiais analisados. O quartzo é

predominante, estando presente em teores maiores que 70%. Em quantidades menores que

20% foram detectados os mineirais Moscovita e Caolinita. A composição mineralógica

apresentou, ainda, teores menores (< 5%) de Goethita, Moscovita e Microclina, além de

teores traços de Albita, Anatásio, Gibbsita, Hematita e Magnetita.

Os resultados das análises granulométricas demonstraram que as quatro estações analisadas

possuem capacidades similares de agregar metais por meio de processos de adsorção e

complexação (BRIGANTE & ESPÍNDOLA, 2003).

Com relação aos teores de matéria orgânica foi observado que os sedimentos apresentaram

teores menores que 10% de matéria orgânica em seu peso seco, sendo, portanto, considerados

como inorgânicos. Desta forma, esses sedimentos possuem baixa capacidade de complexação

com metais.


Além do Al e Fe, já evidenciados pela análise mineralógica, foi detectada pela técnica de

ativação neutrônica também a presença de Ti, V e Mn. Na campanha de novembro de 2005

foi observada também a presença de Zn nas amostras de sedimentos nas estações localizadas

no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002) e no ribeirão

Espírito Santo, a jusante da confluência com o córrego Lavagem (ES002). Esse fato pode

estar relacionado à influência da barragem de rejeitos situada nas cabeceiras do córrego

Lavagem.

Os resultados das análises de metais totais nas amostras de sedimentos demonstraram que

apenas o ponto localizado no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito

Santo (CL002), apresentou valores de concentração dos metais avaliados (Cd, Cu, Pb, Ni e

Zn), acima dos valores obtidos no ponto considerado como referência (ES001). O ponto

CL002 corresponde justamente àquele onde é esperada uma maior influência do material

percolado da barragem de rejeitos. Esses resultados indicam que esse local apresenta indícios

de impactos decorrentes da barragem de rejeitos presente nas cabeceiras desse córrego.

Os limites de TEL (“Threshold Effect Level”) e PEL (“Probable Effect Level”) para as

amostras de sedimentos não foram ultrapassados em nenhuma das campanhas de coleta. No

presente estudo, a aplicação desse valor-guia teve caráter meramente orientativo na busca de

evidências da presença de contaminantes em concentrações capazes de causar efeitos

deletérios, sobretudo, com relação à toxicidade para a biota, mas não como critério de corte de

qualidade dos sedimentos.

Os Valores – Guia das Unidades Tóxicas das Águas Intersticiais - VGUTAI foram excedidos

(? VGUTAI>1) em todas as estações e em todas as campanhas de monitoramento, indicando a

presença de níveis de concentrações de metais que podem, eventualmente, estar causando

efeitos deletérios à biota. No entanto, deve ser levado em conta que a presença de fases

ligantes nas águas intersticiais pode agir como um atenuador da biodisponibilidade e

toxicidade dos metais.

Estudos adicionais foram realizados envolvendo a aplicação do critério baseado na Teoria do

Equilíbrio de Partição –TEP, o qual utiliza a diferença molar entre os sulfetos volatilizáveis

por acidificação – SVA e os metais extraídos simultaneamente - MES.


Para a aplicação desse valor-guia de qualidade de sedimentos, inicialmente, foi implantado

um método para a determinação dos SVA presente nas amostras de sedimentos. A avaliação

da recuperação do SVA mostrou que o método ofereceu um resultado significativamente

satisfatório, uma vez que os valores de recuperação obtidos ficaram entre 94 e 101%.

Foi possível observar a presença de zinco nas duas campanhas de amostragem na estação

localizada no córrego Lavagem, a montante de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002) nas

amostras de sedimentos. Entretanto, obteve-se ?MES – SVA = 0, indicando, com isso, que os

sulfetos presentes nesse compartimento estão contribuindo para a não biodisponibilidade do

zinco.

Os resultados da avaliação da estrutura da comunidade bentônica demonstraram que o ponto

de referência (ES001), localizado no ribeirão Espírito Santo, a montante da confluência com o

córrego Lavagem, corresponde ao trecho que apresenta maior riqueza, equitabilidade e

diversidade de espécies encontradas mostrando, portanto, que o mesmo encontra-se bem

preservado.

A análise de similaridade entre os trechos e o gráfico bidimensional de distância

demonstraram alta similaridade entre os pontos localizados no córrego Lavagem, a montante

de sua foz no ribeirão Espírito Santo (CL002), e no ribeirão Espírito Santo, a jusante da

confluência com o córrego Lavagem (ES002). A análise dos resultados obtidos indica a

influência direta da barragem de rejeitos sobre a estrutura da comunidade bentônica nesses

trechos. Foi observado ainda, nesses trechos, elevada densidade de Chironomidae, grupo de

organismos que geralmente é considerado resistente à presença de contaminantes.

A utilização do Protocolo de Avaliação Rápida das Condições Ecológicas e da diversidade de

Habitats em Trechos de Bacias Hidrográficas classificou todos os trechos em estudo como

alterados, sendo que a estação CL002 apresentou o menor valor e estação adotada como

referência, ES001, o maior valor.

Os resultados dos testes de ecotoxicidade indicaram a ocorrência de efeitos tóxicos crônicos

em todas as estações localizadas no ribeirão Espírito Santo nas amostras de águas superficiais.

As amostras de águas intersticiais apresentaram toxicidade crônica para o microcrustáceo

Ceriodaphnia dubia em todas as estações de amostragem. No entanto as águas de lixiviação


dos sedimentos indicaram a presença de toxicidade crônica para esse mesmo organismo nas

estações CL002 e ES003. Portanto, pode-se inferir que nessas estações existem condições

adversas que poderão interferir nos processos de reprodução e crescimento dos organismos

vivos.

Na prática, Valores-Guia de Qualidade de Sedimentos – VGQS têm sido utilizados para

avaliar o risco ecológico decorrente da exposição de organismos aquáticos a contaminantes

que, eventualmente, possam estar presentes nos sedimentos. Vale ressaltar que os efeitos da

exposição direta dos organismos aquáticos aos contaminantes presentes no sedimento podem

ser variáveis, e vão, desde letalidade aguda até a bioacumulação das substâncias, passando por

efeitos crônicos letais e subletais.

Como mencionado anteriormente, um dos principais objetivos deste trabalho foi o

desenvolvimento e aplicação de metodologias que permitissem a avaliação da qualidade dos

sedimentos. A determinação da concentração de metais (Cd, Cu, Pb, Ni e Zn) em amostras de

sedimentos e águas intersticiais para a aplicação de valores-guia, juntamente com os testes de

ecotoxicidade, avaliação da comunidade bentônica e comparação com os resultados do ponto

de referência permitiram verificar que trechos da sub-bacia em estudo, os quais recebem

influência direta da barragem de rejeitos, ainda não se encontram contaminados em níveis tais

que possam estar causando efeitos deletérios agudos à biota. Entretanto, pode-se afirmar que

esses trechos encontram-se alterados em relação ao ponto adotado como referência. Essa

alteração, por sua vez, pode resultar na ocorrência de efeitos tóxicos sobre a biota.


6.2. Recomendações

No sentido de complementar este estudo, sugere-se que sejam realizados experimentos

adicionais com o objetivo de se obter mais dados e chegar a respostas mais conclusivas a

respeito dos possíveis impactos ambientais associados à percolação de efluentes da barragem

de rejeitos, o que implica em:

ü Dar continuidade ao programa de monitoramento implantado com o objetivo de

acompanhar a ocorrência de alterações no sistema aquático em estudo;

ü Realização de mais testes de recuperação de SVA de forma a validar a metodologia.

De forma a se obter respostas mais exatas em relação à toxicidade dos sedimentos em função

de metais, recomenda-se a aplicação das metodologias descritas neste trabalho em outras

bacias hidrográficas no Estado de Minas Gerais contribuindo, portanto, para a criação de um

banco de dados que irá gerar informações sobre a contaminação de águas e sedimentos por

metais.

119 CAPÍTULO VII: Referências Bibliográficas

CAPÍTULO VII 7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS E BIBLIOGRAFIA

7.1. Referências Bibliográficas

ADLOFF J. P.; GUILLAUMONT R. Fundamentals of Radiochemistry, Boca Raton : CRC ,1993. 448p. ALLEN, H.E.; FU, G. ; DENG, B. Analysis of acid – volatile sulfide (AVS) and simultaneously extracted metals (SEM) for estimation of potential toxicity in aquatic sediments. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 12, p. 1441-1453, 1992. AMORIM, F. R. Desenvolvimento de Metodologias para Determinação de Cobre, Estanho e Níquel em Peixes e de Alumínio em Refrigerantes por Espectrometria de Absorção Atômica em Forno de Grafite. 2006. 122f. (Mestrado em Química Analítica) Universidade Federal de Minas Gerais, Minas Gerais, 2006. ANA, Distrito Federal. Diagnóstico da Bacia e Cenários de desenvolvimento. In: ANA, Relatório: Projeto de Gerenciamento integrado das Atividades Desenvolvidas em Terra na Bacia do São Francisco. Distrito Federal, 2004. cap. 2, p 28-86. Disponível em: <http://www.ana.gov.br/prhbsf/arquivos/Modulos/Res_Exec/RE%20Cap2.pdf>. Acesso em 22 dez. 2006. ASSEMBLÉIA LEGISLATIVA DE MINAS GERAIS. Disponível em: <http://www.almg.gov.br/index.asp?grupo=estado&diretorio=munmg&arquivo=municipios&municipio=69356>. Acesso em jan. de 2007. CITYBRAZIL. Disponível em: <http://www.citybrazil.com.br/mg/regioes/tresmarias/>. Acesso em 11 dez. de 2006. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 13373: Ecotoxicologia aquática – Toxicidade crônica – Método de ensaio com Ceriodaphnia sp (Crustacea, Cladocera). Rio de Janeiro, 2005. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 12713: Toxicidade aguda – Método de ensaio com Daphnia sp (Crustacea, Cladocera). Rio de Janeiro, 2004. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 6502: Rochas e solos. Rio de Janeiro,1995. BERRY, W.J., et al. Predicting the toxicity of metals spiked laboratory sediments using acid-volatile sulfide and interstitial water normalization. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 15, p.2067-2079, 1996. BORGMANN, U.; RALPH, K.M.; NORWOOD, W.P. Toxicity test procedures for Hyalella azteca, and chronic toxicity of cadmium and pentachlorophenol to H. azteca, Gammarus fasciatus, and Daphnia magna Archives of Environmental Contamination and Toxicology. v.18, p.756-764, 1989.


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127

APÊNDICES

128

APÊNDICE A – Fichas descritivas das estações de amostragem

Nome da estação: CL002 Estabelecida em: 21/11/2005

Dados gerais:

Bacia: Rio São Francisco Município: Três Marias

Sub-bacia: Riacho Espírito Santo

Corpo de água: Córrego Lavagem Enquadramento: Classe 2

Coordenadas: UTM(x): 0479433 UTM(y): 7991966 Altitude: 521m

Descrição:

Córrego Lavagem a montante de sua foz no riacho Espírito Santo

Acesso:

Na cidade de Três Marias pegar saída para Aldeia dos pescadores. Seguir pela estrada de chão até a entrada da barragem

nova da CMM, entrar a primeira direita, sentido Fazenda Lavagem, propriedade do senhor Juvenal. Dentro da fazenda,

seguir até a plantação de cana de açúcar, e fazer a coleta ao lado do bambuzal.

Observações:

Pouca água corrente, fundo arenoso. Presença de gramíneas e mata ciliar secundária bastante escassa.

129

Corpo de água a montante

Corpo de água a jusante

130

Nome da estação: ES001 - Background Estabelecida em: 22/11/2005

Dados gerais:



Corpo de água: Riacho Espírito Santo Enquadramento: Classe 2


Descrição:

Riacho Espírito Santo a montante da confluência com o Córrego Lavagem - BKG

Acesso:

Dentro da fazenda Lavagem próximo à plantação de cana de açúcar, seguir em frente, até área de pastagem próximo à

confluência do córrego Lavagem e riacho Espírito Santo.

Observações:

Grandes quantidades de galhos submersos, o que dificultou a coleta de sedimento. Presença de mata ciliar secundária com

alguns poucos metros de largura.

131



132

Nome da estação: ES002 Estabelecida em: 22/11/2005

Dados gerais:





Descrição:

Riacho Espírito Santo a jusante da confluência com o córrego Lavagem

Acesso:

Na 1ª entrada à direita após a entrada principal da fazenda. Seguir a estrada de chão até a 1ª curva, seguir direto no mato até

chegar próximo à margem do riacho. Este ponto fica mais ou menos 200m a jusante da confluência com o córrego

Lavagem.

Observações:

Local com várias pegadas de animais de pastagem. Presença de mata ciliar com poucos metros de largura somente do lado

esquerdo e erosão.

133



134

Nome da estação: ES003 Estabelecida em: 22/11/2005

Dados gerais:





Descrição:

Riacho Espírito Santo a montante de sua foz no rio São Francisco

Acesso:

Seguir a estrada de chão principal, que dá acesso à entrada da fazenda Lavagem, até chegar próximo das antenas de energia.

O ponto de coleta fica em baixo da 1ª ponte do riacho Espírito Santo, no sentido jusante.

Observações:

A VM faz o monitoramento deste ponto denominado LAJIADO II. Observa-se no local mata ciliar secundária, ou seja,

houve algum impacto antrópico, há ocorrência dos três portes: herbário, arbustivo e arbóreo, entretanto com apenas alguns

metros de largura, não caracterizando assim mata ciliar primária, nem nativa.

135



136

APÊNDICE B – Parâmetros físico-químicos

TABELA B.1: Resultados dos parâmetros físico-químicos na campanha de fev/2006.

Parâmetros Limite CL002 ES001 ES002 ES003 Temperatura da água (°C) --- 26,7 27,7 29 28,4 Condutividade elétrica (µS/cm) --- 556 26,7 29,7 29,9 Oxigênio dissolvido (mg/L) > 5 5,6 5,2 - 5,9 pH 6 – 9 6,9 6,7 6,7 6,7 Sólidos Totais Dissolvidos (mg/L) 500 616 29 33,5 32,9

TABELA B.2: Resultados dos parâmetros físico-químicos na campanha de ago/2006.

Parâmetros Limite CL002 ES001 ES002 ES003 Temperatura da água (°C) --- 17,3 23,2 21,8 23,1 Condutividade elétrica (µS/cm) --- 1300 29,4 29,6 27,9 Oxigênio dissolvido (mg/L) > 5 5,1 7,4 6,5 6,7 pH 6 – 9 6,7 5,8 6,6 6,4 Sólidos Totais Dissolvidos (mg/L) 500 2160 49,9 50,1 47,8

TABELA B.3: Resultados dos parâmetros físico-químicos na campanha de nov/2006.

Parâmetros Limite CL002 ES001 ES002 ES003 Temperatura da água (°C) --- 25,2 26,8 26,4 Condutividade elétrica (µS/cm) --- 600 17,6 19,1 20,8 Oxigênio dissolvido (mg/L) > 5 6,4 7 8,5 6,6 pH 6 – 9 6,7 6,44 6,35 6,39 Sólidos Totais Dissolvidos (mg/L) 500 0,13 9 9,7 10,6

137

APÊNDICE C – Metais nas águas superficiais

TABELA C.1: Resultados das análises de metais na campanha de nov/2005.

Estações Cádmio (mg/L) Chumbo (mg/L) Cobre (mg/L) Zinco (mg/L) Níquel (mg/L)

CL002 0,00034±0,00003 0,0016±0,0002 * 0,13±0,01 0,0017±0,0002

ES001 <0,0002 0,0067±0,0007 * 0,027±0,003 0,0097±0,0009

ES002 <0,0002 0,0066±0,0007 * 0,021±0,002 0,0065±0,0006

ES003 <0,0002 0,0086±0,0009 * 0,027±0,003 0,011±0,001

* Não analisado.

TABELA C.2: Resultados das análises de metais na campanha de ago/2006.


CL002 <0,001 < 0,0005 <0,0007 0,032 ±0,003 0,02

ES001 <0,001 < 0,0005 <0,0007 0,033 ±0,003 0,02

ES002 <0,001 < 0,0005 <0,0007 0,032 ±0,003 0,02

ES003 <0,001 < 0,0005 <0,0007 0,028 ±0,003 0,02

TABELA C.3: Resultados das análises de metais na campanha de nov/2006.


CL002 <0,0002 <0,001 <0,004 0,034 ± 0,002 <0,005

ES001 <0,0002 <0,001 <0,004 <0,02 <0,005

ES002 <0,0002 <0,001 <0,004 <0,02 <0,005

ES003 <0,0002 <0,001 <0,004 <0,02 <0,005

138 CNEN - Comissão Nacional de Energia Nuclear CDTN - Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear

C E R T I F I C A D O D E A N Á L I S E NÚMERO:

EC4I0007 / 2007

PÁGINA:

138/155

CLIENTE / SOLICITANTE:

Vanessa Kelly Saraiva E-mail: [email protected] Telefones:

REFERÊNCIA / PROCEDÊNCIA:

Avaliação da Qualidade de Sedimentos / Bacia do Ribeirão Espírito Santo – Três Marias - MG

MATERIAL RECEBIDO:

08 amostras de sedimentos.

SERVIÇO SOLICITADO:

Análise mineralógica MÉTODOS ANALÍTICOS:

Difratometria de raios-X pelo método do pó

APÊNDICE D – Análises de DRX

Análise de Difração de Raios-X TABELA D.1: Resultados das Análises de Difração de Raios-X na campanha de nov/2005.

Mineral Identificado Estação

Predominante (>70%)

Maior (<20%)

Menor (<5%)

Minoritário (<3%)

CL002 Quartzo Caolinita


Albita Anatásio Goethita Hematita Magnetita

ES001 Quartzo Caolinita

Moscovita Goethita

Microclina

Albita Anatásio Gibbsita Hematita Magnetita

ES002 Quartzo Caolinita

Moscovita Goethita

Gibbsita Hematita Magnetita

ES003 Quartzo - Caolinita


Albita Anatásio Gibbsita Goethita Hematita Magnetita



EC4I0007 / 2007

PÁGINA:

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MATERIAL RECEBIDO:





Fórmula química dos minerais identificados:

Albita: NaAlSi3O8

Anatásio: TiO2

Caolinita: Al2Si2O5(OH)4

Gibbsita: α-Al2O3.3H2O

Goethita: FeO.OH Hematita: Fe2O3

Magnetita: Fe3O4 Microclina: KAlSi3O8

Moscovita: KAl2(AlSi3O10)(OH)2

Quartzo: SiO2

Belo Horizonte, 16 de março de 2006.



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MATERIAL RECEBIDO:





TABELA D.2: Resultados das Análises de Difração de Raios-X na campanha de ago/2006.


Predominante (>70%)

Maior (<10%)

Menor (<5%)

Minoritário (<3%)

CL002 Quartzo -

Caolinita Goethita


Albita Anatásio Hematita

ES001 Quartzo - Goethita Moscovita

Albita Caolinita Hematita Magnetita Microclina Turmalina

ES002 Quartzo - -

Albita Caolinita Hematita


ES003 Quartzo - Anatásio

Andaluzita Caolinita


TABELA D.3: Resultados das Análises de Difração de Raios-X na campanha de nov/2006.



EC4I0007 / 2007

PÁGINA:

141/155





MATERIAL RECEBIDO:






Predominante (>70%)

Maior (<10%)

Menor (<5%)

Minoritário (<3%)

CL002 Quartzo Caolinita Goethita


Albita Gibbsita Hematita Magnetita

ES001 Quartzo - Microclina

Caolinita Goethita

Moscovita

ES002 Quartzo - Microclina

Albita Caolinita Goethita Hematita Moscovita Turmalina

ES003 Quartzo - Microclina Albita

Caolinita Moscovita

Fórmula química dos minerais identificados: Albita: NaAlSi3O8 Anatásio: TiO2 Andalizita: Al2SiO5 Caolinita: Al2Si2O5(OH)4 Gibbsita: α-Al2O3.3H2O Goethita: FeO.OH Hematita: Fe2O3 Magnetita: Fe3O4 Microclina: KAlSi3O8 Moscovita: KAl2(AlSi3O10)(OH)2 Quartzo: SiO2 Turmalina (fórmula geral): XY3Al6(BO3)3(Si6O18)(OH)4, onde:X = Na e Ca e Y = Al, Fe+3, Li e Mg



EC4I0007 / 2007

PÁGINA:

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MATERIAL RECEBIDO:





OBSERVAÇÕES Projeto: estas análises fazem parte do projeto Critérios para Avaliação da Qualidade de

Sedimentos - Aplicação na Sub-Bacia do Ribeirão Espírito Santo, Afluente do Rio São Francisco, em Três Marias - Minas Gerais – Dissertação de mestrado de Vanessa Kelly Saraiva (Instituto Mineiro de Gestão das Águas – IGAM / CDTN – CNEN). Orientadora: Vanusa Maria Feliciano Jacomino (TR1 – CDTN / CNEN). Curso de pós-graduação do CDTN / CNEN – área de concentração: Técnicas Nucleares Aplicadas ao Meio Ambiente.

2.2. Especificação das amostras: as amostras foram recebidas na condição de amostras analíticas, prodecedendo-se em nosso laboratório a preparação final e obtenção das respectivas frações para análises. A quantidade de cada amostra enviada para análise encontra-se na tabela de resultados.

2.3. Especificação da técnica e condições de análise por difração de raios-X:

2.3.1. Técnica de análise utilizada: difratometria de raios-X pelo método do pó, empregando-se um difratômetro de raios-X de fabricação Rigaku, modelo Geigerflex, semi-automático, como monocromador de cristal curvo de grafita e tubo de raios-X de cobre.

2.3.2. Condições de operação do difratômetro de raios-X: fator de escala (8x103), constante de tempo (0,5s), velocidade do registrador (40mm/mim), velocidade do goniômetro (8º2θ/min), intensidade de corrente (30mA) e tensão (40KV).

2.3.3. Identificação de fases cristalinas (minerais): foi obtida por comparação do difratograma de raios-X das amostras com o banco de dados da ICDD – International Center for Diffraction Data / Joint Committee on Powder Diffraction Standards – JCPDS (Sets 01 – 50; 2000).

2.3.4. Análises das fases cristalinas (minerais): levaram em cons ideração as intensidades das principais reflexões e as comparações entre as mesmas, avaliando-se assim as quantidades relativas de seus teores.

Belo Horizonte, 09 de janeiro de 2007.

Geólogo Walter de Brito CREA 12585/78

Executor e Responsável Técnico

143

APÊNDICE E – Granulometria e matéria orgânica

TABELA E.1: Resultados das Análises granulométricas nas campanhas de fev, ago e

nov/2006.

CLASSIFICAÇÃO (%)

Estação Data AG AM AF S+A

fev-06 5,55 13,65 74,38 6,42

ago-06 11,18 22,66 56,36 9,80

CL

002

nov-06 7,32 20,02 72,27 0,39

fev-06 5,37 11,51 61,93 21,19

ago-06 12,32 52,34 31,91 3,44

ES0

01

nov-06 4,49 42,62 52,53 0,36

fev-06 14,08 7,37 56,80 21,75

ago-06 0,99 16,50 75,15 7,36

ES0

02

nov-06 4,48 5,16 73,99 16,36

fev-06 6,72 12,26 67,51 13,51

ago-06 10,11 15,62 66,68 7,58

ES0

03

nov-06 0,66 13,40 79,49 6,45

TABELA E.2: Resultados das Análises de matéria orgânica nas campanhas de fev, ago e

nov/2006.

% Matéria Orgânica

Estação fev/06 ago/06 nov/06

CL001 4,9±1,9 3,6±0,3 3,7±1,2

ES001 4,0±2,6 3,6±0,06 1,08±0,03

ES002 1,53±0,06 1,16±0,01 3,58±0,02

ES003 1,93±0,62 1,9±0,4 1,68±0,02

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APÊNDICE F – Metais totais nos sedimentos

TABELA F.1: Resultados das análises de metais na campanha de nov/2005.

Estações Cádmio (mg/kg) Chumbo (mg/kg) Cobre (mg/kg) Zinco(mg/kg) Níquel (mg/kg)

CL002 0,17±0,02 <10 8±1,5 58,5±2 <5

ES001 <0,05 <10 3,2±0,5 3,3±0,3 <5

ES002 <0,05 <10 2,3±0,5 3,2±0,3 <5

ES003 <0,05 <10 2±0,4 3,4±0,5 <5

BRANCO <0,05 <10 <1 <1 <5

TABELA F.2: Resultados das análises de metais na campanha de ago/2006.


CL002 0,085±0,015 15,5±1,5 12±0,5 58,5±4,5 17±2

ES001 <0,05 <10 6±0,5 <10 6,5±0,5

ES002 <0,05 <10 3±0,4 <10 7±0,5

ES003 <0,05 <10 <1 <10 <5

BRANCO <0,05 <10 <1 <10 <5

TABELA F.3: Resultados das Análises de metais na campanha de nov/2006.

Estações Cádmio (mg/L) Chumbo (mg/L) Cobre (mg/L) Zinco(mg/L) Níquel (mg/L)

CL002 0,1±0,02 16±1,5 14±0,5 57,5±2 13±1,5

ES001 <0,05 <10 3,95±0,25 12±0,15 6±0,45

ES002 <0,05 <10 5,5±0,15 14±0,25 7,5±0,2

ES003 <0,05 <10 2,35±0,2 10±0,1 <5

BRANCO <0,05 <10 <1 <10 <5

TABELA F.4: Valores-guia de TEL e PEL.

PARÂMETROS TEL(mg/kg) PEL(mg/kg)

Cádmio 0,6 3,5

Cobre 35,7 197

Chumbo 35 91,3

Níquel 18,0a 35,9a

Zinco 123 315 a à FDEP - Florida Department of Environmental Protection, 1994. “Approach to the Assessment of Sediment

Quality in Florida Coastal Waters”.

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APÊNDICE G – Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Habitas

Quadro 1: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Habitats em trechos de bacias hidrográficas, modificado do

protocolo da Agência de Proteção Ambiental de Ohio (EUA) (EPA, 1987). (Obs.: 4 pontos (situação natural), 2 e 0

pontos (situações leve ou severamente alteradas).

Descrição do Ambiente 52 Localização:CL002 Data de Coleta: 14_ /_02__/_2006__ Hora da Coleta: ___15:35_______ Tempo (situação do dia): Bom Modo de coleta (coletor): Sorber Tipo de Ambiente: Córrego (X ) Rio ( ) Largura média: 2m Profundidade média: 50cm Temperatura da água: 26,7°C

PONTUAÇÃO PARÂMETROS

4 pontos 2 pontos 0 ponto

1. Tipo de ocupação das margens do corpo d’água (principal atividade)

Vegetação natural

Campo de pastagem/Agricultura/ Monocultura/ Reflorestamento

Residencial/ Comercial/ Industrial

2. Erosão próxima e/ou nas margens do rio e assoreamento em seu leito

Ausente Moderada Acentuada

3. Alterações antrópicas Ausente Alterações de origem doméstica (esgoto, lixo)

alterações de origem industrial/ urbana (fábricas, siderurgias, canalização, retilinização do curso do rio)

4. Cobertura vegetal no leito

Parcial Total Ausente

5. Odor da água Nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial

6. Oleosidade da água Ausente Moderada Abundante

7. Transparência da água Transparente turva/cor de chá-forte opaca ou colorida

8. Odor do sedimento (fundo)

Nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial

9. Oleosidade do fundo Ausente Moderado Abundante

10. Tipo de fundo pedras/cascalho Lama/areia cimento/canalizado

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protocolo de Hannaford et al. (1997). (Obs.: 5 pontos (situação natural), 3, 2 e 0 pontos (situações leve ou severamente

alteradas).

PARÂMETROS PONTUAÇÃO 5 pontos 3 pontos 2 pontos 0 ponto

11. Tipos de fundo

Mais de 50% com habitats diversificados; pedaços de troncos submersos; cascalho ou outros habitats estáveis.

30 a 50% de habitats diversificados; habitats adequados para a manutenção das populações de organismos aquáticos.

10 a 30% de habitats diversificados; disponibilidade de habitats insuficiente; substratos freqüentemente modificados.

Menos que 10% de habitats diversificados; ausência de habitats óbvia; substrato rochoso instável para fixação dos organismos.

12. Extensão de rápidos

Rápidos e corredeiras bem desenvolvidas; rápidos tão largos quanto o rio e com o comprimento igual ao dobro da largura do rio.

Rápidos com a largura igual à do rio, mas com comprimento menor que o dobro da largura do rio.

Trechos rápidos podem estar ausentes; rápidos não tão largos quanto o rio e seu comprimento menor que o dobro da largura do rio.

Rápidos ou corredeiras inexistentes.

13. Freqüência de rápidos

Rápidos relativamente freqüentes; distância entre rápidos dividida pel a largura do rio entre 5 e 7.

Rápidos não freqüentes; distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 7 e 15.

Rápidos ou corredeiras ocasionais; habitats formados pelos contornos do fundo; distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 15 e 25.

Geralmente com lâmina d’água “lisa” ou com rápidos rasos; pobreza de habitats; distância entre rápidos dividida pela largura do rio maior que 25.

14. Tipos de substrato

Seixos abundantes (prevalecendo em nascentes).

Seixos abundantes; cascalho comum.

Fundo formado predominante- mente por cascalho; alguns seixos presentes.

Fundo pedregoso; seixos ou lamoso.

15. Deposição de lama

Entre 0 e 25% do fundo coberto por lama.



Mais de 75% do fundo coberto por lama.

16. Depósitos sedimentares

Menos de 5% do fundo com deposição de lama; ausência de deposição nos remansos.

Alguma evidência de modificação no fundo, principalmente como aumento de cascalho, areia ou lama; 5 a 30% do fundo afetado; suave deposição nos remansos.

Deposição moderada de cascalho novo, areia ou lama nas margens; entre 30 a 50% do fundo afetado; deposição moderada nos remansos.

Grandes depósitos de lama, maior desenvolvimento das margens; mais de 50% do fundo modificado; remansos ausentes devido à significativa deposição de sedimentos.

17. Alterações no canal do rio

Canalização (retificação) ou dragagem ausente ou mínima; rio com padrão normal.

Alguma canalização presente, normalmente próximo à construção de pontes; evidência de modificações há mais de 20 anos.

Alguma modificação presente nas duas margens; 40 a 80% do rio modificado.

Margens modificadas; acima de 80% do rio modificado.

18 Características do fluxo das águas

Fluxo relativamente igual em toda a largura do rio; mínima quantidade de substrato exposta.

Lâmina d’água acima de 75% do canal do rio; ou menos de 25% do substrato exposto.

Lâmina d’água entre 25 e 75% do canal do rio, e/ou maior parte do substrato nos “rápidos” exposto.

Lâmina d’água escassa e presente apenas nos remansos.

19. Presença de mata ciliar

Acima de 90% com vegetação ripária nativa, incluindo árvores, arbustos ou macrófitas; mínima evidência de deflorestamento; todas as plantas atingindo a altura “normal”.

Entre 70 e 90% com vegetação ripária nativa; deflorestamento evidente mas não afetando o desenvolvimento da vegetação; maioria das plantas atingindo a altura “normal”.

Entre 50 e 70% com vegetação ripária nativa; deflorestamento óbvio; trechos com solo exposto ou vegetação eliminada; menos da metade das plantas atingindo a altura “normal”.

Menos de 50% da mata ciliar nativa; deflorestamento muito acentuado.

20 Estabilidade das margens

Margens estáveis; evidência de erosão mínima ou ausente; pequeno potencial para problemas futuros. Menos de 5% da margem afetada.

Moderadamente estáveis; pequenas áreas de erosão freqüentes. Entre 5 e 30% da margem com erosão.

Moderadamente instável; entre 30 e 60% da margem com erosão. Risco elevado de erosão durante enchentes.

Instável; muitas áreas com erosão; freqüentes áreas descobertas nas curvas do rio; erosão óbvia entre 60 e 100% da margem.

21. Extensão de mata ciliar

Largura da vegetação ripária maior que 18 m; sem influência de atividades antrópicas (agropecuária, estradas, etc.).

Largura da vegetação ripária entre 12 e 18 m; mínima influência antrópica.

Largura da vegetação ripária entre 6 e 12 m; influência antrópica intensa.

Largura da vegetação ripária menor que 6 m; vegetação restrita ou ausente devido à atividade antrópica.

22. Presença de plantas aquáticas

Pequenas macrófitas aquáticas e/ou musgos distribuídos pelo leito.

Macrófitas aquáticas ou algas filamentosas ou musgos distribuídas no rio, substrato com perifiton.

Algas filamentosas ou macrófitas em poucas pedras ou alguns remansos, perifiton abundante e biofilme.

Ausência de vegetação aquática no leito do rio ou grandes bancos macrófitas (p.ex. aguapé).

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Descrição do Ambiente 58 Localização:ES001 Data de Coleta: 14_ /_02__/_2006__ Hora da Coleta: ___13:50_______ Tempo (situação do dia): Bom Modo de coleta (coletor): Sorber Tipo de Ambiente: Córrego (X ) Rio ( ) Largura média: 4m Profundidade média: 30cm Temperatura da água: 27,7°C



1.Tipo de ocupação das margens do corpo d’água (principal atividade)

Vegetação natural
















148



alteradas).


11. Tipos de fundo






Rápidos e corredeira s bem desenvolvidas; rápidos tão largos quanto o rio e com o comprimento igual ao dobro da largura do rio.





Rápidos relativamente freqüentes; distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 5 e 7.















































Algas filamentosas ou macrófitas em poucas pedras ou alguns remansos, perifiton abundant e e biofilme.


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Descrição do Ambiente 56 Localização:ES002 Data de Coleta: 14_ /_02__/_2006__ Hora da Coleta: ___15:50_______ Tempo (situação do dia): Bom Modo de coleta (coletor): Sorber Tipo de Ambiente: Córrego (X ) Rio ( ) Largura média: 4,5m Profundidade média: 150cm Temperatura da água: 29°C




Vegetação natural
















150



alteradas).


11. Tipos de fundo






Rápidos e corredeiras bem desenvolvidas; rápidos tão largos quanto o rio e com o comprimento igual ao dobro da largura do rio.


Trechos rápidos podem estar ausentes; rápidos não tão largos quanto o rio e seu comprimento menor qu e o dobro da largura do rio.
















































Pequenas macrófitas aquáticas e/ou musgos dist ribuídos pelo leito.




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Descrição do Ambiente 57 Localização:ES003 Data de Coleta: 14_ /_02__/_2006__ Hora da Coleta: ___18:45_______ Tempo (situação do dia): Bom Modo de coleta (coletor): Sorber Tipo de Ambiente: Córrego (X ) Rio ( ) Largura média: 3m Profundidade média: 40cm Temperatura da água: 28,4°C




Vegetação natural
















152



alteradas).


11. Tipos de fundo






Rápidos e corredeiras bem desenvolvidas; rápidos tão largos quanto o rio e com o comprimento igual ao dobro da lar gura do rio.







Rápidos ou corredeir as ocasionais; habitats formados pelos contornos do fundo; distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 15 e 25.















































153 Laboratório de Ecotoxicologia

CERTIFICADO DE ENSAIO No 100.130

APÊNDICE H – Ensaios ecotoxicológicos

TABELA H.1: Resumo dos resultados dos ensaios ecotoxicológicos na campanha de

ago/2006.

ES001 Água superficial Água intersticial Sedimentos

Toxicidade aguda

A CL1 48h= 42% da amostra Não apresentou Não apresentou

Toxicidade crônica

CENO = 0.5% da amostra

CEO = 1% da amostra



Não apresentou


Toxicidade aguda

A CL1 48h = 34,9% da amostra Não apresentou Não apresentou

Toxicidade crônica





Não apresentou


Toxicidade aguda

Não apresentou Não apresentou Não apresentou

Toxicidade crônica

Não apresentou CENO = 50% da amostra



CEO = 5% da amostra

CL002 Água superficial Água intersticial Sedimentos

Toxicidade aguda


Toxicidade crônica


154 Laboratório de Ecotoxicologia

CERTIFICADO DE ENSAIO No 100.134

TABELA H.2: Resumo dos resultados dos ensaios ecotoxicológicos na campanha de nov/2006.


Toxicidade aguda


Toxicidade crônica



Não apresentou Não apresentou


Toxicidade aguda


Toxicidade crônica




CEO = 5% da amostra

Não apresentou


Toxicidade aguda


Toxicidade crônica





CL002 Água superficial Água intersticial Sedimentos

Toxicidade aguda


Toxicidade crônica





Cláudia L. Fróes Responsável pelos testes

CRBio 30869/4 D

Biotest Ambiental e Química

CNPJ – 04.921.449/0001-43

Rua do Ouro, 333 sala 05 - Bairro da Serra – Belo Horizonte – MG

CEP 30220-070

Fone (31) 3284-0417

CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DE SEDIMENTOS ...

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