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R
ICARDO DOS
S
ANTOS
C
OELHO
AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE DE FLUIDOS DE USINAGEM
ATRAVÉS DA ECOTOXICOLOGIA AQUÁTICA.
Tese apresentada à Escola de
Engenharia de São Carlos
como parte dos requisitos para
a obtenção do Título de Doutor
em Ciências da Engenharia
Ambiental.
O
RIENTADORA
:
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V
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São Carlos
2006
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"O sábio envergonha-se
dos seus defeitos, mas não se envergonha de corrigi-los."
(Confúcio).
"Há homens que perdem a saúde para juntar dinheiro e depois
perdem o dinheiro para recuperar a saúde. Por pensarem
ansiosamente no futuro, esquecem o presente, de tal forma que
acabam por nem viver no presente nem no futuro. Vivem como se
nunca fossem morrer e morrem como se nunca tivessem vivido..."
(Confúcio).
Aos meus pais, Silvio e Geraldina,
por todo o incentivo e apoio dedicados ao
longo de toda a minha vida.
A
GRADECIMENTOS
À Profª Dra. Eny Maria Vieira, pela paciência, orientação e amizade, confiadas
a mim ao longo desses anos. Pelo exemplo de dedicação a vida acadêmica e
aos seus alunos;
Á Dra Sueli Ivone Borrely, por ter me apoiado nos momentos mais difíceis
neste doutorado. Pelo carinho e amizade vindos deste grande ser humano,
com um coração gigantesco e uma alma resplendorosa;
A Dra Maria Beatriz Bohrer–Morel pela inspiração, amizade e dedicação que há
muito faz parte de minha vida;
Ao Prof. Dr. Evaldo Luiz Gaeta Junior, por me receber de braços abertos no
programa de doutorado deste centro. Sempre com muita alegria e paciência;
A Profª Dra. Odete Rocha, pela inspiração e exemplo de dedicação que por
toda a sua vida vem demonstrando;
Ao grande amigo Prof Dr. Ozeltio Possidônio Amarante Junior, pelo seu apoio
singular, seus conselhos e sua alegria os quais me fizeram prosseguir e
finalizar este trabalho;
A MSc. Antônia Queiroz Lima de Souza, por sua enorme contribuição nos
testes microbiológicos;
Aos amigos Natilene Mesquita Brito e Alan Duboc Birches Lopes (Parmito), pelo
incentivo, amizade e dedicação que sempre tiveram comigo;
Ao amigo Cláudio Turene, pelo companheirismo e amizade a mim demonstrados;
Aos técnicos do CRHEA e do IQSC, por sua pronta colaboração sempre que
solicitados;
A CAPES.
RESUMO
COELHO, R. S. (2006). AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE DE FLUIDOS DE
USINAGEM ATRAVÉS DA ECOTOXICOLOGIA AQUÁTICA. Tese
(Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São
Paulo, São Carlos, 2006.
Análises ecotoxicológicas vêm sendo amplamente empregadas no
monitoramento de amostras ambientais, efluentes industriais e substâncias
complexas. Com o objetivo de avaliar a toxicidade de fluidos de usinagem
usados na indústria de peças metálicas, foram feitos ensaios de toxicidade
aguda com espécies de três diferentes níveis tróficos: Vibrio fischeri, Daphnia
similis, Daphnia laevis e Danio rerio. As amostras dos fluidos foram também
analisadas quanto aos valores de DQO, fenol, pH, cor, densidade e
surfactantes. Os parâmetros físicos e químicos encontram-se dentro dos
limites da legislação CONAMA 357 (D.O.U.,2005). Os resultados dos
bioensaios revelaram que os fluidos de usinagem apresentaram toxicidade aos
organismos empregados neste estudo, e que o tratamento das amostras com
radiação gama não foi eficiente na diminuição da toxicidade dessas matrizes.
Foi observado que a radiação gama potencializou o efeito tóxico dos fluidos
estudados. A biodegradação em solo demonstrou ser efetiva para os fluidos de
usinagem e bactérias endêmicas foram identificadas e isoladas para possível
utilização no tratamento de áreas contaminadas com fluidos de usinagem. O
monitoramento e gestão dos resíduos de fluido de usinagem são necessários
para a preservação dos organismos aquáticos devido a sua toxicidade elevada.
Palavras-chave: fluidos de usinagem, bioensaios, ecotoxicologia aquática.
ABSTRACT
COELHO, R. S. (2006). EVALUATION OF THE TOXICITY OF FLUIDS
EMPLOYED IN THE METALLIC TOOL INDUSTRIAL MACHINING USING
AQUATIC ECOTOXICOLOGY. PhD Thesis – Escola de Engenharia de São
Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2006.
Ecotoxicological analyses have being used to monitor environmental samples,
industrial effluents and complex substances. With the objective to analyze the
toxicity of cutting fluids used in the machinery industry, acute toxicity test with
species of three different throphic levels: Vibrio fischeri, Daphnia similis,
Daphnia laevis e Danio rerio, were performing. The samples of fluids were
analyzed by COD, phenol, pH, color, density and surfactants. The physical and
chemical parameters are the according with the Brazilian law, CONAMA 357
(D.O.U. 2005}. The results of the toxicity tests showed that the cutting fluids
have high toxicity to the organisms used in this study and the gamma radiation
treatment was not efficient to decrease the matrix. The biodegradation in soil
demonstrated be effective to the cutting fluids and the indigenous bacteria were
identified and isolated to possible treatment of soils contaminated with these
kinds of substances. The monitoring and management of residues of cutting
fluids are necessary to preservation of aquatic live, in consequence of their high
toxicity.
Key-words: cutting fluids, toxicity tests, aquatic ecotoxicology.
Lista de Figuras
Figura 1.1 - Fotografia de sistema empregando fluido de corte. 7
Figura 1. 2 – Material usado que normalmente se descarta
indiscriminadamente.
8
Figura 2.1 - Dinâmica dos óleos no ambiente (adaptada de TRETT, 1989 apud
AMARANTE JR, 2003).
20
Figura 2.2 – Derramamento acidental de óleo em corpo d’ água. 25
Figura 2.3 – Operação de limpeza do acidente com o navio Exxon Valdez. 26
Figura 2.4 - Daphnia sp; descrição da morfologia interna e externa. 33
Figura 2.5 - Daphnia sp; descrição do ciclo de vida. 34
Figura 2.6 – Foto de uma câmara de incubação. 34
Figura 2.7 – Foto de ovo de resistência (Efípio) de Daphnia sp 35
Figura 2.8 - Ilustração do princípio de funcionamento de acelerador de elétrons.
36
Figura 4.1 – Fêmea embrionada de Daphnia similis. 53
Figura 4.2 – Daphnia laevis adulta. 54
Figura 4.3 – Reservatório Aldeia da Serra, Barueri, São Paulo,SP. 56
Figura 4.4 – Sistema Metropolitano de Abastecimento, em destaque a
localização da Represa Paiva Castro, Mairiporã, São Paulo, SP.
56
Figura 4.5 - Represa Paiva Castro, Mairiporã, São Paulo, SP. 57
Figura 4.6 – Danio rerio adulto 60
Figura 4.7 - Esquema de montagem do experimento de degradação. 64
Figura 4.8 – Procedimento utilizado no preparo das amostras. 66
Figura 5.1 – Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral sem uso
(A) a espécie Daphnia similis.
85
Figura 5.2 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral usado (A’)
a espécie Daphnia similis.
85
Figura 5.3 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético sem
uso (B) a espécie Daphnia similis.
87
Figura 5.4 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético
usado (B’) a espécie Daphnia similis.
87
Figura 5.5 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético sem uso
(C) a espécie Daphnia similis.
89
Figura 5.6 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético usado (C’)
a espécie Daphnia similis.
89
Figura 5.7 – Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral sem uso
(A) para a espécie Daphnia laevis.
92
Figura 5.8 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral usado (A’)
para a espécie Daphnia laevis.
92
Figura 5.9 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético sem
uso (B) para a espécie Daphnia laevis.
94
Figura 5.10 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético
usado (B’) para a espécie Daphnia laevis.
94
Figura 5.11 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético sem uso
(C) para a espécie Daphnia laevis.
96
Figura 5.12 - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético usado (C’)
para a espécie Daphnia laevis.
96
Figura 5.13 - Sensibilidade de Daphnia laevis ao dicromato de potássio. 99
Figura 5.14 - Sensibilidade de Daphnia similis ao dicromato de potássio. 99
Figura 5.15 - Sensibilidade de Daphnia laevis ao cloreto de sódio. 101
Figura 5.16 - Sensibilidade de Daphnia similis ao cloreto de sódio 101
Figura 5.17 - Resultados dos testes de toxicidade do fluido mineral sem uso
(preto) e usado (azul) para Danio rerio.
104
Figura 5.18 - Resultados dos testes de toxicidade dos fluidos B (preto) e
B’(azul) para Danio rerio.
105
Figura 5.19 - Resultados dos testes de toxicidade das amostras de fluido C
(preto) e C’(azul) para Danio rerio.
106
Lista de Tabelas
TABELA 2.1 – Componentes dos fluidos estudados por AMARANTE JR.
(2004).
15
TABELA 2.2 - Aditivos usados em fluidos de corte (Adaptada da revista de
LUBRIFICAÇÃO, 1986).
16
Tabela 4.1 - Parâmetros físicos e químicos avaliados no estudo das
amostras de óleo A, A’, B, B’, C e C‘.
45
Tabela 5.1 - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido A (fluido
mineral sem uso)
70
Tabela 5.2 - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido A’ (fluido
mineral usado).
71
Tabela 5.3 – Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido B (semi –
sintético sem uso).
71
Tabela 5.4 - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido B’ (semi -
sintético usado).
72
Tabela 5.5 - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido C (polímero
sintético sem uso).
72
Tabela 5.6 - Parâmetros físicos e químicos avaliados no estudo das amostras de
óleo C’ (polímero sintético usado).
73
Tabela 5.7 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra A (fluido
mineral sem uso).
77
Tabela 5.8 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra A’ (fluido
mineral usado).
78
Tabela 5.9 – Valores da concentração letal a 50 % dos indivíduos para a
amostra B (fluido semi - sintético sem uso).
79
Tabela 5.10 – Valores da concentração letal a 50 % dos indivíduos para a 79
amostra B’ (fluido semi - sintético usado).
Tabela 5.11 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra C
(fluido sintético sem uso).
80
Tabela 5.12 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra C’
(fluido sintético usado).
80
Tabela 5.13 - Sistema de classificação da toxicidade aguda 82
Tabela 5.14 - Classificação de toxicidade adotada a partir dos valores do
efeito gama (
Γ
).
82
Tabela 5.15 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral sem uso
(amostra A) a espécie Daphnia similis.
84
Tabela 5.16 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral usado
(amostra A’) a espécie Daphnia similis..
84
Tabela 5.17 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético
sem uso (amostra B) a espécie Daphnia similis.
86
Tabela 5.18 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético
usado (amostra B’) a espécie Daphnia similis.
86
Tabela 5.19 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético sem
uso (amostra C) a espécie Daphnia similis.
88
Tabela 5.20 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético usado
(amostra C’) a espécie Daphnia similis.
88
Tabela 5.21 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral sem uso
(amostra A) para a espécie Daphnia laevis.
91
Tabela 5. 22 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral usado
(amostra A’) para a espécie Daphnia laevis.
91
Tabela 5. 23 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético 93
sem uso (amostra B) para a espécie Daphnia laevis.
Tabela 5. 24 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético
usado (amostra B’) para a espécie Daphnia laevis.
93
Tabela 5. 25 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético sem
uso (amostra C) para a espécie Daphnia laevis.
95
Tabela 5.26 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético usado
(amostra C’) para a espécie Daphnia laevis
95
Tabela 5.27 - Sensibilidade de D. laevis ao dicromato de potássio. 100
Tabela 5.28 - Sensibilidade de D. similis ao Dicromato de Potássio. 100
Tabela 5.29 - Sensibilidade de D. laevis ao cloreto de sódio. 102
Tabela 5.30 - Sensibilidade de D. similis ao cloreto de sódio. 102
Tabela 5.31 – Testes de toxicidade do fluido mineral sem uso, amostra A
empregando a espécie Danio rerio.
104
Tabela 5.32 - Testes de toxicidade do fluido mineral usado, amostra A’
empregando a espécie Danio rerio.
104
Tabela 5.33 – Testes de toxicidade do fluido semi-sintético sem uso,
amostra B, empregando a espécie Danio rerio.
105
Tabela 5.34 – Testes de toxicidade do fluido semi-sintético usado, amostra
B’, empregando a espécie Danio rerio.
105
Tabela 5.35 – Testes de toxicidade do fluido sintético sem uso, amostra C,
empregando a espécie Danio rerio.
106
Tabela 5.36 – Testes de toxicidade do fluido sintético usada, amostra C’,
empregando a espécie Danio rerio.
106
Tabela 5.37 – Testes de viabilidade da água para cultivo de organismos
aquáticos.
108
Tabela 5.38 - Toxicidade aguda da amostra de fluido mineral sem uso
irradiada com 10 kGy frente a bactéria V. fischeri .
109
Tabela 5.39 - Toxicidade aguda de fluido mineral usado irradiada com 10
kGy frente a bactéria V. fischeri .
109
Tabela 5.40 - Toxicidade aguda das amostras de fluido semi-sintético sem
uso irradiada com 10 kGy frente a bactéria V. fischeri .
110
Tabela 5.41 - Toxicidade aguda de fluido semi-sintético usado irradiada com
10 kGy frente a bactéria V. fischeri .
110
Tabela 5.42 - Toxicidade aguda de fluido sintético sem uso irradiada com 10
kGy frente a bactéria V. fischeri .
111
Tabela 5.43 - Toxicidade aguda de fluido sintético usado irradiada com 10
kGy frente a bactéria V. fischeri .
111
Tabela 5.44 - Toxicidade aguda do fluido mineral sem uso irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
112
Tabela 5.45 - Toxicidade aguda do fluido mineral usado irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
112
Tabela 5.46 - Toxicidade aguda do fluido semi-sintético sem uso, irradiada com 100
kGy frente a bactéria V. fischeri .
112
Tabela 5.47 - Toxicidade aguda do fluido semi-sintético usado irradiada com 100
kGy frente a bactéria V. fischeri .
112
Tabela 5.48 - Toxicidade aguda do fluido sintético sem uso irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
113
Tabela 5.49 - Toxicidade aguda do fluido sintético usado irradiada com 100
kGy frente a bactéria V. fischeri .
113
Tabela 5.50. Denominação das bactérias encontradas nas amostras de
fluido de usinagem, sua similaridade e espécie.
116
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO 1
1.1
Avaliação e Monitoramento da Qualidade da Água 2
1.2. Ecotoxicologia 4
1.3. Natureza da Poluição 5
1.4. Fluidos Industriais de Usinagem 7
2. CONSIDERAÇÕES TEÓRICAS 9
2.1 Efeitos dos poluentes e o Monitoramento ambiental 9
2.2. Poluição Orgânica 11
2.2.1. Componentes Orgânicos e Toxicidade 12
2.2.2. Amostras de fluidos de corte (uma mistura complexa) 14
2.3. O Despejo de Fluidos no Ambiente e sua Dinâmica 17
2.3.1. Contaminação do Meio 18
2.3.2. Dinâmica e Destino 19
2.4. Legislação Aplicável 27
2.4.1. Resolução CONAMA 09/93 28
2.4.2. Agencia Nacional de Petróleo e suas funções 30
2.4.3. Resolução CONAMA 357 (17/03/2005) 30
2.5. Descrição dos organismos - teste – Daphnideos 32
2.6. Acelerador de Elétrons: Funcionamento 36
2.7. Biorremediação de solo 38
2.8. Biodegradação de óleos 39
3. OBJETIVOS 41
3.1. Objetivo Geral 41
3.2. Objetivos Específicos 41
4. MATERIAIS E MÉTODOS 43
4.1. Caracterização das amostras e determinação das variáveis físicas e químicas.
42
4.2. Amostragem 42
4.3. Caracterização das amostras e determinação das variáveis físicas e químicas.
44
4.5. Avaliação da Toxicidade dos Fluidos 45
4.5.1. Bactérias Marinhas Vibrio fischeri - Sistema Microtox
46
4.5.2. Testes Agudos com Daphnias, família Daphnidae, Ordem Cladocera 49
4.5.2.1. Testes preliminares 49
4.5.2.2. Testes definitivos 49
4.5.2.3. Separação dos organismos-teste 51
4.5.2.4. Testes de sensibilidade 51
4.6. Cultivo e Manutenção de Daphnia similis e Daphnia laevis em laboratório
53
4.6.1.Temperatura, fotoperíodo e intensidade luminosa 54
4.6.2. Água de Cultivo 54
4.6.3. Teste de viabilidade da água de cultivo 57
4.6.4. Culturas-estoque de D. similis 58
4.6.5. Cultivo individual de Daphnia laevis 58
4.7. Testes de toxicidade com peixes - Danio rerio - Teleostei, Cyprinidae. 59
4.7.1. Princípios do teste 59
4.8. Irradiação das amostras de fluido 60
4.8.1. Procedimentos utilizados para a realização dos testes 60
4.9. Biodegradação de poluentes orgânicos e biorremediação de águas e solo
contaminados.
62
4.9.1. Testes de Biodegradabilidade 62
4.9.2. Identificação de Microrganismos Decompositores 63
4.9.3. Identificação de bactérias por ácidos graxos. 67
4.10. Análise Estatística 69
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO. 70
5.1. Determinação das variáveis físicas e químicas dos fluidos de usinagem. 70
5.2. Avaliação da Toxicidade dos Fluidos 76
5.2.1. Bactérias Marinhas Vibrio fischeri - Sistema Microtox
77
5.2.2. Testes Agudos em amostras de fluidos de usinagem empregando-se
Daphnias, família Daphnidae, Ordem Cladocera.
83
5.2.2.1. Daphnia similis 83
5.2.2.2. Daphnia laevis 91
5.2.2.3. Testes de sensibilidade para os organismos usados nos testes 97
5.2.2.3.1. Testes de sensibilidade com dicromato de potássio (K
2
Cr
2
O
7
) 98
5.2.2.3.2. Teste de sensibilidade com cloreto de sódio (NaCl) 100
5.2.2.4. Testes de toxicidade dos fluidos empregando-se peixes - Danio rerio
- Teleostei, Cyprinidae.
103
5.2.2.5. Viabilidade da Água de Cultivo. 108
5.2.3. Testes de toxicidade das amostras de fluidos após a irradiação 109
5.5. Testes de Biodegradabilidade 115
5.5.1. Testes de biodegradação em ambientes aquáticos. 115
5.5.2. Biorremediação de solo 115
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS 120
7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS 124
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 125
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
1
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
1. INTRODUÇÃO
O planeta Terra, existe há aproximadamente 4,6 bilhões de anos e
nesse período passou por inúmeras catástrofes, que de uma forma ou outra,
sempre causaram desequilíbrio aos sistemas naturais. Contudo, os acidentes
naturais eram ao longo do tempo superados através de processos de equilíbrio
dinâmico ao qual Darwin denominou Evolução (COELHO, 2001).
Com o surgimento do ser humano, ocorreram transformações radicais
no meio ambiente. Desta forma, a Terra passa a ter danos ambientais
significativos e constantes, os quais, a tornam incapaz de absorvê-los e
conseqüentemente equilibrar-se em um curto período de tempo.
No século XVIII, com o surgimento da revolução industrial e o
crescimento das formas de produção e consumo, aumentou o impacto de
origem antrópica e os riscos a estes associados. Novas tecnologias
desenvolvidas pelo homem em todas as áreas da ciência, acarretaram
problemas cada vez maiores, sendo que a escala, a freqüência e os danos
causados por acidentes, ou influenciados pela ação humana, foram também
potencializados (COELHO, 2001). Por quase 200 anos um grande número de
abusos à natureza ocorreram, pois não havia nenhum controle por parte das
autoridades quanto ao que se produzia e como isto se dava. Somente em torno
de 1960, após alguns graves acidentes com produtos químicos e o surgimento
do livro Primavera Silenciosa (Silent Spring, CARSON, 1962), é que houve o
interesse da sociedade em diminuir os danos causados ao meio ambiente,
destacando-se, uma grande preocupação em relação aos ecossistemas
aquáticos.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
2
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
A água é de grande importância para todos os seres do planeta, ela é
necessária para a manutenção da vida, o que justifica todo e qualquer cuidado
que objetiva a preservação de sua qualidade e quantidade.
Embora os ecossistemas aquáticos apresentem uma série de
mecanismos físicos, químicos e biológicos, para a assimilação de substâncias
tóxicas, quando estas atingem níveis acima da capacidade assimilativa do meio
receptor, afetam a sobrevivência, o crescimento e a reprodução dos
organismos que ali vivem degradando a qualidade das águas. Desta forma,
tornam-se obrigatórias ações voltadas para diminuir a poluição causada pelo
homem, tais como, o uso racional dos recursos naturais, tratamento de
efluentes, desenvolvimento de tecnologias para a recuperação de corpos
hídricos contaminados (AMARANTE JR, 2003).
1.1. Avaliação e Monitoramento da Qualidade da Água
Entre os recursos naturais, a água é um dos mais importantes e também
um dos mais suscetíveis a impactos decorrentes de atividades antrópicas. A
constante utilização deste recurso tem requerido um grande número de
estudos para avaliar e manter sua qualidade. Segundo CHAPMAN (1989), o
monitoramento do ambiente além de fornecer informações importantes sobre a
extensão da poluição, e seus prováveis impactos, também avalia a eficiência
de ações mitigadoras, adotadas com o propósito de diminuir ou mesmo
eliminar sua origem, tornando-se importantes para a avaliação do grau de
degradação ambiental.
Tradicionalmente, as análises físicas e químicas são as mais usadas na
classificação de resíduos, tanto de origem industrial e rural, como doméstica.
Porém, estas têm apenas detectado as concentrações e alterações no tempo e
no espaço, sendo que as respostas biológicas às mudanças ambientais e à
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
3
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
ação dos contaminantes, foram conhecidas apenas após a introdução de
métodos biológicos de análise. No monitoramento físico e químico, tem-se
como principal vantagem o desenvolvimento de novas técnicas analíticas que
podem detectar baixas concentrações de contaminantes em um curto período
de tempo. Entretanto apresenta grandes desvantagens, como por exemplo, os
custos elevados dos equipamentos e reagentes, e o fato dos efeitos biológicos
e sinérgicos das substâncias químicas não serem avaliados.
Neste aspecto, o monitoramento biológico é eficaz na identificação de
mecanismos e efeitos em níveis de organização biológica, principalmente,
quando associados ao monitoramento simultâneo da sensibilidade ao estresse,
à integração das respostas às concentrações de poluentes e à avaliação dos
efeitos sinérgicos e antagônicos dos mesmos (ADAMS, 1990). Porém, tais
indicadores também apresentam limitações, como a quantificação de respostas
bioquímicas e moleculares que necessitam de equipamentos sofisticados.
Basicamente, pode-se dividir o biomonitoramento em duas partes
distintas: passivo ou bioavaliações, que são análises das comunidades
biológicas que precisam de controles experimentais rígidos; e o ativo ou
bioensaios, que são testes em laboratório ou in situ que requerem rigorosos
procedimentos experimentais que avaliam a toxicidade das substâncias aos
organismos (BURTON, 1994).
Vários organismos podem ser utilizados como detectores de problemas
causados ao meio ambiente, sendo denominados bioindicadores e segundo
JEFFREY (1987) apud PAMPLIM (1999), eles podem ser definidos como
organismos selecionados com os quais pode-se amostrar, testar e responder
às questões ambientais.
Na realização do biomonitoramento, uma espécie ou grupo de
organismos somente é utilizada quando apresenta algumas características que
as tornem "ideais", dentre as quais ampla distribuição, abundância numérica,
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
4
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
baixa variabilidade genética, além de uma taxonomia estável, bem definida e
fácil de ser reconhecida (RAND & PETROCELLI, 1985).
1.2. Ecotoxicologia
O interesse em estudar os danos causados por poluentes nas
comunidades aquáticas e nos seus níveis de organização fez com que a
Ecotoxicologia Aquática tivesse um grande desenvolvimento nos últimos anos.
O termo Ecotoxicologia foi utilizado inicialmente por TRUHART (1969) apud
MORIARTY (1983), e pode ser definido como a ciência que estuda os efeitos
de poluentes em nível individual e suas conseqüências na estrutura e
funcionamento das populações, comunidades e ecossistemas (SOARES,
1990).
A integridade biótica de um sistema ecológico é sempre demonstrada
pela saúde dos indivíduos que nele residem (ADAMS et al., 1993). Logo, as
populações e comunidades são consideradas indicadoras do nível de
contaminação ambiental, onde a presença ou ausência, de determinadas
espécies, pode ser um indicativo da modificação do ecossistema. Desta forma,
selecionam-se determinadas espécies, para que suas respostas fisiológicas e
comportamentais sejam estudadas e relacionadas com a exposição direta dos
organismos aos poluentes (CHAPMAN, 1989).
Segundo o tempo de exposição, o critério a ser adotado e os
organismos testados, caracteriza-se o teste a ser empregado (RAND &
PETROCELLI, 1985). Podem ainda, ser aplicados para avaliar a toxicidade de
uma amostra: teste para avaliação da toxicidade aguda e teste para avaliação
da toxicidade crônica que, geralmente, são feitos com três tipos de organismos,
que pertencem a diferentes níveis tróficos do ambiente aquático.
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De acordo com a composição química de algumas substâncias que são
tóxicas apenas aos peixes, outras somente a microcrustáceos e às vezes a
ambos; assim, é aconselhável avaliar os efeitos de agentes tóxicos a mais de
uma espécie representativa da biota aquática, para que se possa através do
resultado obtido com o organismo mais sensível estimar com maior segurança
o impacto dessas substâncias em um sistema receptor (CETESB, 1990).
1.3. Natureza da Poluição
São conhecidas cerca de onze milhões de substâncias químicas e
apenas uma pequena porcentagem está bem estudada em relação aos seus
efeitos e dinâmica no meio ambiente (MANNIING & TIEDMANN, 1995).
Segundo SELL (1992), independente de sua origem ou natureza, os
poluentes presentes em ecossistemas aquáticos podem ser agrupados em três
categorias principais, de acordo com a sua distribuição no meio ambiente:
• Material flutuante (óleos e graxas), eles retardam o crescimento das plantas
aquáticas pelo bloqueio da luz solar, interferem na re-aeração natural,
destruindo a vegetação e a população de aves aquáticas, além de serem
muitas vezes, inflamáveis.
• Material em suspensão, que pode ser de origem mineral ou orgânica. O
mineral é responsável pela formação do lodo, que asfixia a população
bacteriana aeróbia e compromete os sedimentos. O material de origem
orgânica é o responsável pela diminuição dos níveis de oxigênio dissolvido
e pela formação de gases e odores desagradáveis.
• Material em solução, representado pelos ácidos, álcalis, metais-traço e
compostos xenobióticos. De um modo geral, eles destroem a vida aquática
e tornam a água imprópria, exigindo tratamentos sofisticados para que esta
água seja utilizada para consumo humano.
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Os mecanismos que determinam a distribuição dos contaminantes nos
diferentes compartimentos do ecossistema, coluna de água, matéria em
suspensão ou sedimentos dependem das condições de descarga, isto é da
concentração e tipo do poluente, das suas propriedades físicas e químicas, das
reações e interações entre eles e, os fatores bióticos e abióticos do meio. A
solubilidade, influenciada pelo pH e temperatura, a constante de dissociação, a
volatilização, a dissipação e a capacidade de lixiviação são as características
que mais interferem na distribuição dos poluentes no meio ambiente (COELHO,
2001).
Os principais problemas da poluição industrial estão relacionados
principalmente com valores elevados de matéria orgânica expressa na forma
de DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio), deposição ácida, acúmulo de
substâncias tóxicas e alta concentração de sólidos em suspensão (SELL, 1992;
LAWS, 1993).
Segundo WESTMAN (1985), substâncias tóxicas como os metais
pesados, compostos orgânicos sintéticos e radionuclídeos apresentam
algumas semelhanças em relação ao ciclo biogeoquímico no meio aquático,
concentram-se nos sedimentos, nas manchas de óleo e no tecido gorduroso
dos carnívoros e nos organismos bentônicos. Deve-se ser levado em
consideração que os metais podem ser ressuspendidos dos sedimentos
voltando para a coluna de água muito tempo depois do término dos
lançamentos.
Atualmente há uma grande preocupação da comunidade cientifica a
respeito dos fluidos industriais de usinagem, pois existe um aumento constante
do volume de rejeito de tais substâncias.
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1.4. Fluidos Industriais de Usinagem
De acordo com EISENTRAEGER et al (2002), 32% de todo óleo
lubrificante utilizado nos Estados Unidos, são dispostos no ambiente, dos
quais, grande parte sem qualquer conhecimento de suas propriedades ou sua
aparência. Estes óleos são geralmente usados em processos de lubrificação
(Figura 1.1), tanto para sistemas hidráulicos, quanto para processos em que
ocorre fricção (retificação, fresamento, etc). Adicionalmente, muito destes
fluídos atingem os corpos d’água em decorrência de vazamentos de frascos,
como também pela lavagem de filtros utilizados nas máquinas. Por estas
razões, é importante que sejam feitos estudos de disposição e
biodegradabilidade e toxicidade dessas substâncias.
Figura 1.1 - Fotografia de sistema empregando fluido de usinagem de peças
metálicas.
No Brasil, os estudos sobre fluidos de usinagem são bastante
incipientes, tendo sido iniciados pelo grupo de Química Analítica Aplicada a
Medicamentos e a Ecossistemas Aquáticos e Terrestres, Instituto de Química
de São Carlos, Universidade de São Paulo. Embora exista legislação brasileira
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que regulamente a utilização e devolução destes óleos após o uso para seus
fabricantes, tem-se observado que alguns usuários descartam estes efluentes
diretamente no sistema de esgoto, sem que haja qualquer tratamento
adequado às substâncias que os compõem (Figura 1.2).
Figura 1. 2 – Material usado que normalmente se descarta
indiscriminadamente.
Geralmente, as propriedades físicas e químicas dos fluidos são
modificadas durante o seu uso, armazenamento por longos períodos, ou sob
ação de alguns microrganismos, sendo, portanto de grande importância o
estudo de sua dinâmica nos ambientes naturais (BHATTACHARYYA, 2003).
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2. CONSIDERAÇÕES TEÓRICAS
2.1. Efeitos dos poluentes e o Monitoramento ambiental
Durante muitas décadas o homem produziu além de bens de consumo,
inúmeros poluentes que acabam, de uma forma ou outra, atingindo ao meio
ambiente. Com a revolução industrial,aumentou a pressão sobre os recursos
naturais, e a sociedade passou a cobrar dos governantes e indústrias uma
maior responsabilidade para com os seres que habitam o Planeta. Surge,
então, o processo de monitoramento ambiental.
Em relação aos recursos hídricos, o monitoramento ambiental auxilia no
gerenciamento, fornecendo informações a respeito da extensão dos impactos
causados pela poluição, visando reduzir os efeitos destes impactos
(CHAPMAN, 1989). Desta forma, no controle da poluição, é preciso conhecer
os processos biológicos e as conseqüências para a saúde pública, assim
como, oferecer subsídios para especialistas de outras áreas, tais como
químicos, engenheiros, administradores e legisladores, que dividem a
responsabilidade do manejo dos recursos hídricos. Neste sentido, o auxílio de
outras áreas da ciência, como a ecotoxicologia são de grande importância e
necessárias.
Em 1995, ADAMS define a toxicologia aquática como o estudo dos
efeitos tóxicos nos organismos aquáticos. Esta ampla definição inclui o estudo
dos efeitos tóxicos nos níveis celular (bioquímico e fisiológico), individual,
populacional, de comunidade e ecossistema. Mais tarde os ensaios incluíram
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pesquisas básicas para definir e identificar a biologia e a morfologia de lagos e
rios, e observam como plantas, animais, e microrganismos interagem para
tratar biologicamente o esgoto e reduzir a poluição orgânica. Com isso chegou-
se a conclusão de que a presença ou a ausência de espécies, vivendo em um
dado ecossistema aquático, representa um indicador mais sensível e confiável
das condições ambientais que a medida dos parâmetros físicos e químicos.
Ainda, segundo ADAMS (1993), na década de 40 os biólogos advertiram
para o fato de que as análises químicas poderiam não medir a toxicidade, mas
apenas predizê-la. Os testes de toxicidade realizados nesta mesma época
consistiam em expor um limitado número de espécies a substâncias químicas
ou efluentes por um curto período de tempo. Estes testes duravam de poucos
minutos a várias horas, ocasionalmente se estendiam por dois ou quatro dias, e
não seguiam procedimentos padronizados. Atualmente, existem métodos
padronizados de testes de toxicidade para inúmeras espécies marinhas e de
água doce, planctônicas ou bentônicas, incluindo peixes, invertebrados e algas.
Estes testes podem ser utilizados, no controle da qualidade da água dos
sistemas receptores, quanto à presença de substâncias tóxicas. O que
interessa neste tipo de experimento, segundo BRANCO (1986), é verificar se a
água é tóxica, através dos ensaios, e não somente a determinação da
presença de substâncias químicas.
Nesse âmbito, segundo BURTON (1994), o monitoramento e o
estabelecimento de critérios para a avaliação da qualidade das águas não
podem se basear unicamente em métodos químicos, pois:
a) Determinados agentes químicos são capazes de produzir efeitos
biológicos contrários em concentrações abaixo dos limites detectados pelos
atuais métodos analíticos;
b) Como as análises químicas revelam somente a presença das
substâncias nas quais estão possíveis poluentes, alguns compostos podem
passar despercebidos;
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c) Em ambientes aquáticos as substâncias químicas não ocorrem em
concentrações constantes. Portanto, um monitoramento químico mesmo que
regular pode não ser a maneira mais adequada na avaliação de picos
ocasionais de concentrações elevadas, as quais são logicamente muito mais
danosas ao sistema;
d) Misturas complexas de substâncias químicas, como as que ocorrem nas
águas residuárias, tornam a análise da toxicidade complexa, pois não se pode
determinar se esta é causada por um ou vários componentes desta amostra.
Logo, determinados efeitos antagônicos e sinérgicos, podem tornar a
toxicidade maior, menor, ou até mesmo igualar a soma da toxicidade dos seus
constituintes;
e) Análises físicas e químicas são pontuais no tempo, enquanto que os
testes de toxicidade também avaliam, não só o estado no momento da
amostragem, mas também as condições pré-existentes.
2.2. Poluição Orgânica
Dentre muitas fontes deste tipo de poluição, destacam–se os efluentes
domésticos, industriais e agrícolas. O potencial poluidor de um efluente
orgânico é freqüentemente expresso em termos de sua demanda bioquímica
de oxigênio (DBO) (ABEL, 1998), que, de acordo com RICHTER (1998), pode
ser definida como “a quantidade de oxigênio necessária para a respiração dos
microrganismos responsáveis pela estabilização (oxidação) da matéria
orgânica, através da sua atividade metabólica em meio aeróbio, num certo
tempo em uma determinada temperatura”.
Em águas não poluídas, a quantidade relativamente pequena de matéria
orgânica em decomposição é prontamente assimilada pela fauna e flora. Uma
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parte é consumida por animais detritívoros e incorporada à biomassa. O
restante é decomposto por bactérias e fungos, que por sua vez, servem de
alimento para organismos de níveis tróficos mais elevados.
A atividade dos microrganismos resulta, geralmente na “quebra” de
moléculas orgânicas complexas em substâncias inorgânicas, tais como íons
nitrato e fosfato, que se tornam nutrientes disponíveis para os produtores.
Neste processo metabólico, consome-se oxigênio. Porém, quando a taxa deste
consumo excede a taxa de aeração, diminui a concentração desse gás
dissolvido na água, tornando-o insuficiente para a manutenção de algumas
espécies, que podem ou não ser substituídas por outras com demanda de
oxigênio menor (BURTON, 1994).
2.2.1. Componentes Orgânicos e Toxicidade
Em águas residuárias, chama-se de material orgânico toda substância
orgânica presente em uma amostra. Tal termo vem dos problemas causados
pela grande quantidade de substâncias diferentes que compõem os resíduos
domésticos e industriais.
Todo material orgânico pode ser oxidado. Desta forma, desenvolveram-
se duas análises amplamente utilizadas na quantificação de tal material, a
Demanda Química de Oxigênio (DQO) e a Demanda Bioquímica de Oxigênio
(DBO), ambas com procedimentos padronizados e conhecidos em todo o
mundo. Em ambos os testes a concentração de material orgânico é calculada a
partir do consumo de uma substância oxidante, normalmente uma mistura de
ácido sulfúrico e dicromato de potássio, prata e mercúrio para o teste da DQO
(BORRELY, 2001).
Para a DBO, utiliza-se o oxigênio e a degradação do material orgânico é
realizada em grande parte por bactérias. Embora estas análises não possam
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dizer exatamente qual a concentração de carbono orgânico presente, há um
indício da presença deste material, obtido em procedimento padrão que
favorece a comparação com dados obtidos em qualquer lugar no mundo
(APHA, 1995).
Como já descrito anteriormente, análises deste tipo não apresentam a
totalidade de informações necessárias para avaliação de um corpo aquático.
Dessa forma, podemos concluir que existe certo controle para a emissão de
efluentes prevista em legislação, contudo, em virtude da grande quantidade de
substâncias passíveis de serem lançadas nos ambientes aquáticos pelas
atividades humanas, verifica-se que o número para os quais foram
estabelecidos os padrões está muito distante aos que seriam necessários para
um controle efetivo, sem considerar que a tecnologia envolvida para isso seria
tal, que seus custos inviabilizariam qualquer tentativa em usá-la.
Por outro lado, a legislação brasileira (D.O.U., 2005) estabelece a
concentração de poluentes que pode ser aceita em efluentes. Este índice pode
não ser adequado, pois a junção de alguns tipos de efluentes antes do
descarte podem favorecer a redução na concentração. Além disto, alguns
elementos ou moléculas podem ser bioacumulados. Assim, a determinação da
taxa de aporte dos poluentes poderia indicar mais precisamente o impacto
causado pelo referido efluente.
Existem várias situações em que os problemas para detectar e identificar
as substâncias tóxicas presentes em efluentes de natureza química complexa
são evidentes. Isto impossibilita verificar os efeitos que essas substâncias
apresentam sobre a biota aquática isoladamente, pois existem evidências que
a atividade biológica dessas substâncias relaciona-se com as interações entre
os componentes da mistura (WALSH & COL. 1980), ou seja, a forma mais
adequada de verificar os efeitos que os poluentes causam aos organismos
aquáticos é utilizar os mesmos em testes de toxicidade (organismos
representativos das comunidades biológicas dos corpos receptores). Além
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disto, condições de estresse, como a presença de predadores, a baixa
concentração de nutrientes ou outros fatores, podem agir sinergicamente
aumentando a toxicidade de um dado composto ou elemento, levando ao um
efeito ambiental maior que o estimado em laboratórios. Assim, novos testes
têm sido desenvolvidos de forma a avaliar a toxicidade in situ, de modo a
considerar estes outros parâmetros (COELHO, 2001).
Os resíduos de usinagem de peças metálicas são complexos e pouco
estudados no sentido de um destino correto desse material.
2.2.2. Amostras de fluidos de usinagem de peças metálicas (uma mistura
complexa).
Amostras complexas são aquelas em que ocorre uma mistura de
diversos componentes, onde muito dos quais representam um risco para a vida
aquática e, como conseqüência, aos outros seres vivos (BERGMAN, 1982).
Compostos tóxicos em uma mistura modificam seletivamente a
composição da comunidade biológica que a degradaria, alterando a sua
atividade. Freqüentemente, a adição de agentes biocidas em misturas de
compostos químicos para protegê-los da biodegradação e aumentar a
durabilidade dos produtos, torna-os mais persistentes quando liberados para o
ambiente, enquanto que, se mantivessem uma composição livre dessas
substâncias numa situação normal, poderiam ser mais facilmente
biodegradáveis (WALSH & COL, 1980).
De outra forma, reações entre certos compostos de uma mistura,
normalmente, induzem a formação de produtos tóxicos. É possível também,
que ocorram interações entre tais constituintes da mistura complexa de forma
tal que compostos carcinogênicos e outras substâncias tóxicas sejam
produzidas (BAILEY, 2000).
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Ocorrem ainda, entre os componentes de misturas, outras reações de
modo a aumentar ou reduzir a taxa de biodegradação. O processo conhecido
como co-metabolismo (degradação de um composto resistente facilitada
enquanto os microrganismos metabolizam outros compostos) é verificado entre
vários hidrocarbonetos aromáticos polinucleados em presença de misturas de
petróleo e é um exemplo clássico dentro das análises de amostras complexas.
Em estudo recente, AMARANTE JR. (2003) determinou por
Cromatografia Gasosa de Alta Resolução (CGAR), com detector de Ionização
em Chama (IC) e cromatografia gasosa acoplada a espectrômetro de massas
(EM) a composição de sete fluidos de corte comumente empregados nas
oficinas de produção de peças metálicas da região de São Carlos, SP (Tabela
2.1).
TABELA 2.1 – Componentes dos fluidos estudados por AMARANTE JR. (2003).
Natureza Compostos encontrados Tamanho das cadeias (átomos
de carbono)
Vegetal Ésteres com alceno cíclico
Ésteres alifáticos
silicones
22 átomos de carbono
20-26 átomos de carbono
Estruturas não determinadas
Sintético Glicol
Aminas terciárias
Ésteres do ácido ftálico
silicones
3 átomos de carbono
8- átomos de carbono
12-16 átomos de carbonos
Estruturas não determinadas
Semi-sintético
(sintético +
mineral)
N-parafinas
Amida graxa
Álcool com duplas ligações
conjugadas
10-21 átomos de carbono
16-23 átomos de carbono
8 átomos de carbono
Sintético Hidrocarbonetos insaturados
Silicones
21 átomos de carbono
Estruturas não determinadas
Sintético Hidrocarbonetos insaturados 17 átomos de carbono
Mineral N-parafinas
Hidrocarbonetos ramificados
Silicones
15-25 átomos de carbono
Estruturas não determinadas
Mineral Hidrocarbonetos insaturados,
saturados e ramificados.
16-24 átomos de carbono
Pôde-se observar a complexidade dos produtos comerciais de acordo
com a sua origem, se mineral, vegetal ou sintético, ou de acordo com os
aditivos adicionados para aumentar a eficiência do produto ou sua vida de
prateleira. Os principais aditivos empregados em fluidos de corte são
apresentados na Tabela 2.2.
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TABELA 2.2. Aditivos usados em fluidos de corte (Adaptada da revista de
LUBRIFICAÇÃO, 1986).
Tipo de aditivo Compostos
empregados
Propósito Mecanismo de ação
Antioxidantes ou
inibidores de
oxidação.
Compostos orgânicos
contendo enxofre,
fósforo e nitrogênio,
como aminas, sulfetos
e hidroxissulfetos.
Impedir a corrosão e
a formação de verniz
e borra na superfície
metálica.
Decompõem os
hidróxidos e impedem a
formação de radicais
livres.
Preventivos de
corrosão.
Sufonatos, aminas,
óleos graxos e alguns
ácidos graxos, ácidos
de cera oxidada,
fosfatos, derivados de
alguns ácidos graxos.
Evitar a corrosão
durante paralisações
das atividades,
transporte e
armazenamento.
Adsorvem sobre a
superfície ativa tipo polar.
Formam película que
impede o ataque da água
e de ácidos corrosivos.
Agentes de
oleosidade,
resistência de
película, extrema
pressão e
antidesgaste.
Compostos orgânicos
contendo cloro,
fósforo e enxofre,
como ceras cloradas,
fosfatos e fosfitos
orgânicos (i.e.
tricresilfosfato e
ditiofosfato de zinco).
Reduzir o atrito,
impedir escoamento
metálico, escoriação
e grimpamento.
Reduz o desgaste.
Forma-se uma película
sobre a superfície
metálica que é menos
resistente ao
cisalhamento que o
metal, reduzindo o atrito.
Cargas sólidas. Grafite, talco, argila,
carbonato de cálcio,
silicato de sódio.
Impedir o
agarramento ou
caldeamento do
metal.
Formam um espaçador
físico que impede o
contato metálico.
Passivadores
metálicos.
Compostos contendo
complexos de
nitrogênio e enxofre,
como algumas
aminas e sulfetos
complexos.
Passivar, impedir ou
neutralizar o efeito
catalítico dos metais
na oxidação.
Formam película inativa
por adsorção ou
absorção. Formam
complexos inativos com
os cátions metálicos
solúveis ou insolúveis.
Agentes de
elasticidade e
aderência.
Polímeros de elevado
peso molecular e
sabões de alumínio
de ácidos graxos não-
saturados.
Aumentar
adesividade do
lubrificante formando
uma película
protetora.
Aumenta a viscosidade
do lubrificante.
Emulsificantes. Sabões de gorduras e
ácidos graxos, ácidos
sulfônicos ou ácidos
naftênicos.
Formar emulsão do
óleo com a água para
uso como refrigerante
e lubrificante.
Reduzem a tensão
superficial, de forma que
o óleo possa ser disperso
na água.
Bactericidas ou
desinfetantes.
Álcoois, aminas,
aldeídos, fenóis e
compostos contendo
cloro.
Controlar a
degradação de
matéria orgânica com
conseqüente
formação de odor,
manchas nos metais
e quebra de emulsão.
Reduzem a atividade
bacteriana.
Inibidores de
espuma.
Polímeros de silicone. Impedir a formação
de espuma estável.
Reduzem a tensão
interfacial,permitindo o
agrupamento de
pequenas bolhas de ar,
formando bolhas grandes
que se separam.
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2.3. O Despejo de Fluidos no Ambiente e sua Dinâmica
Óleos lubrificantes, geralmente, são produtos que apresentam uma
grande variação na sua composição. Normalmente são misturas que possuem
desde compostos com estruturas bastante simples, como alguns alcanos, até
compostos mais complexos como os asfaltenos (ROQUES et al, 1994; RAO,
2002). Tais produtos existem sob várias formas podendo ser de origem
mineral, vegetal sintética ou semi-sintética. Dentre os fluidos encontrados no
mercado, tem-se uma grande preocupação quanto à constituição dos óleos
minerais. Isto se deve ao fato de apresentarem riscos potenciais ao ambiente e
à saúde humana. A exposição direta de trabalhadores aos óleos minerais pode
causar alergias, doenças de pele, respiratórias e aumento na incidência de
alguns tipos de câncer (TOLBERT et al, 1992; SCHROEEDER, et al, 1997;
YOUNG et al., 1997). A correta identificação dos constituintes dos produtos de
petróleo em um derramamento, por exemplo, e a sua fonte são informações
importantes para a resolução de conflitos ambientais, uma vez que define a
fonte da poluição e, conseqüentemente, a responsabilidade legal (WANG et al,
1999). Entretanto, outros fluidos também podem apresentar efeito tóxico, sendo
necessário o entendimento dos impactos causados por estes, quando atingem
os compartimentos ambientais.
Atualmente, as indústrias extraem inúmeros produtos de uma única
fonte, o petróleo. Combustíveis e lubrificantes são de especial relevância para
a humanidade e por isso sua produção ocorre em uma escala gigantesca. De
acordo com Óleo Lubrificante Usado (ON LINE, 2001) a produção anual está
entre 250.000 e 300.000 m
3
apenas de lubrificantes, dos quais, após o uso,
não se sabe ao certo qual o seu destino, podendo ser jogados de forma
criminosa no solo e, por conseqüência, em corpos aquáticos. Um exemplo
prático para vislumbrar o efeito destes poluentes é verificar que apenas um litro
de óleo derramado sobre a água, produz uma película muito fina (com
micrômetros de espessura) e esta pode cobrir até uma área de 1.000 m
2
. Este
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filme funciona como uma barreira física impedindo as trocas gasosas
(impedindo a oxigenação), diminuindo a entrada de luz solar (reduzindo a zona
eufótica) e, em conseqüência, impedindo o desenvolvimento de qualquer
organismo aquático. Como sugestão para sua eliminação, já foi proposta a sua
incineração, contudo, verificou-se que tal processo não resolveria o problema
uma vez que lança para no ar metais pesados e dioxinas (potencialmente
cancerígenos), além de outros subprodutos que atingiriam os corpos d’água da
mesma forma (ÓLEO LUBRIFICANTE USADO, ON LINE, 2001; AMARANTE
JR. et al, 2003). Desta forma, cria-se à necessidade de processos mais
eficientes e de baixo custo que dêem a estes resíduos um destino mais seguro
em termos ambientais.
O destino e dinâmica desses poluentes são dependentes de diversos
fatores (biológicos, químicos, físicos), tais como evaporação, biodegradação,
foto-oxidação, adsorção e dessorção, entre outros. Tal combinação leva ao
“envelhecimento” ou degradação do poluente e é responsável pela redução da
concentração dos seus constituintes nos diversos compartimentos, sejam os
solos, as águas ou os sedimentos. Essas mudanças ocorridas nos fluidos
derramados têm um efeito pronunciado na toxicidade e nos impactos causados
ao longo do tempo (WANG et al, 1999).
2.3.1. Contaminação do Meio
O transporte de produtos pelo mundo é a principal fonte de divisas dos
países capitalistas. Sua importância é tamanha que 90 % de tudo o que é
produzido tem seu transporte por navios. Desta forma, o desenvolvimento de
barcos que suportam uma carga maior torna-se necessário na expansão dos
lucros. Obviamente, quanto maiores são estas máquinas, mais poluição as
mesmas tendem a produzir, normalmente ou em acidentes. Atividades de
transporte deste tipo produzem acidentes com petroleiros e até mesmo
despejos de água de lastro, que correspondem a 23,5% da entrada de
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19
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compostos tóxicos no ambiente marinho. Outras atividades que envolvem
exploração e refino de petróleo, tais como: refinarias costeiras, explorações em
plataformas, terminais portuários, entre outras representam 7,6% do aporte
total, descargas urbanas e industriais, bem como a lixiviação e carreamento
dos óleos depositados ou descartados em solos e estradas (45,6%) (CLARK
apud FERNANDES, 2001). Além disso, fontes naturais, como a lixiviação de
rochas (erosão no fundo do mar) também produz poluentes (10,6%). Estima-se
que entre nove milhões de toneladas de hidrocarbonetos de petróleo entrem no
ambiente marinho anualmente, afetando tanto o mar quanto os estuários
(FERNANDES, 2001; GREER et al, 2003).
O aporte de óleos em solo ou águas continentais pode se dar por
derramamentos acidentais ou criminosos, como a disposição ilegal de óleo
usado, por exemplo. Também através da precipitação úmida (chuva, neblina,
neve, etc) ou seca (poeira) após terem sido volatilizados e transportados até
mesmo por longas distâncias; por problemas no armazenamento, transporte ou
manuseio; entre outros. Devido à grande quantidade de hidrocarbonetos e de
outros compostos que é disposta anualmente no ambiente, seus efeitos tóxicos
e suas diversas características (NASH et al, 1996), faz-se necessário estudar
sua dinâmica e destino final.
2.3.2. Dinâmica e Destino
Dependendo de sua composição, os óleos podem apresentar diferentes
efeitos quando descartados no ambiente. Este processo é representado de
forma geral na Figura 2.1. A contaminação pode se apresentar de forma
diversificada de acordo com o tipo de solo, os parâmetros climáticos, a origem
do petróleo, a composição da mistura, o grau de processamento (se o óleo é
considerado cru, misturado ou refinado), a biodiversidade microbiana e a
presença de invertebrados no solo, e a degradabilidade quando exposto ao
ambiente (AMARANTE JR. et al, 2003). É importante ressaltar que, embora a
A
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20
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maior concentração de hidrocarbonetos encontrada no ambiente atualmente
seja proveniente de atividades humanas, existe uma produção natural de tais
compostos por alguns organismos, como em sedimentos anóxicos (MORASCH
et al., 2001). Os hidrocarbonetos alifáticos são menos persistentes que os
aromáticos, sendo mais prontamente degradados por ação de elementos
físicos, químicos e biológicos (KRAHN et al, 1993).
FIGURA 2.1. Dinâmica dos óleos no ambiente (adaptada de TRETT, 1989 apud
AMARANTE JR, 2003).
Os óleos presentes na água podem ocasionar diversos efeitos
indesejáveis, dos quais se pode destacar a formação de filmes sobre a
superfície da água, que pode diminuir a penetração da luz, a concentração de
oxigênio dissolvido, entre outras. Outros problemas causados pelos
hidrocarbonetos podem ser destacados: o risco de incêndio e explosão,
dependendo da quantidade de vapor produzida e do seu confinamento; a
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toxicidade dos componentes, problemas de modificação das características
organolépticas da água, como mudanças de cor, odor e sabor, as mudanças
nas características do solo, interferindo na retenção e permeação de água e,
conseqüentemente, no transporte de nutrientes, entre outros. Cabe ressaltar
que compostos mais leves (menor massa molar) apresentam geralmente certa
volatilidade, podendo ser transportados por vias aéreas a grandes distâncias,
enquanto compostos mais pesados (maior massa molar) e com cadeias mais
ramificadas persistem por mais tempo no ambiente (PADRÕES NACIONAIS
CANADENSES, ON LINE, 2001). Por outro lado, compostos com cadeia
carbônica pequena apresentam maior toxicidade por serem prontamente
transferidos para o interior das células, enquanto compostos de cadeia longa
permanecem no exterior da célula, apresentando menor potencial tóxico
(AMARANTE JR., 2003).
Observa-se que, uma vez no solo, estes compostos podem ser
adsorvidos, principalmente pela fração argilosa, a qual apresenta menor
granulometria e grande quantidade de matéria orgânica. Os componentes
orgânicos do solo, em especial as substâncias húmicas, têm sido relatados
como bons adsorvestes de compostos hidrofóbicos (ARAÚJO et al, 2004).
Compostos adsorvidos podem apresentar menor biodisponibilidade e não
serem degradados por via biológica (GRAY et al, 2000). Apesar da adsorção
destes compostos no solo, parâmetros climáticos ou a baixa concentração de
matéria orgânica no solo pode favorecer a dessorção, e conseqüente lixiviação,
e carreamento destes óleos, transportando-os através dos diferentes
horizontes do solo, atingindo os lençóis subterrâneos ou os rios e lagos. A
contaminação de águas superficiais ou de lençóis subterrâneos é um grave
problema devido à toxicidade destes compostos (LANGWALDT & PUHAKKA,
2000). O Benzeno, Tolueno, Etilbenzeno, Xileno (BTEX) e hidrocarbonetos
poliaromáticos (HPA) têm sido reportados como contaminantes de águas
subterrâneas (MORASCH et al., 2001).
A
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Nas águas subterrâneas a degradação ocorre mais lentamente devido à
ausência de oxigênio e, por vezes, de organismos capazes de metabolizar os
constituintes do óleo. É requerida a presença de microrganismos anaeróbios
que empreguem os hidrocarbonetos como fonte de carbono e energia e que
utilizem compostos inorgânicos (nitratos, por exemplo) e cátions (como Fe3+)
como aceptores de elétrons (MORASCH et al, 2001). Para as águas
superficiais é possível se observar processos de transporte, associados ao
sedimento ou na forma de emulsões, produzidas pelo incremento de energia
que ocorre com o movimento das águas (ROBOTHAN & GILL, 1989). É
possível observar, ainda, a dissolução principalmente para hidrocarbonetos de
baixa massa molar. Entretanto, a adsorção aos sedimentos em locais com
grande taxa de deposição deste material pode transportar os hidrocarbonetos
para o leito do corpo aquático, mantendo-o retido até que fatores físicos,
químicos ou biológicos, ou ainda a combinação destes, promova a sua
dessorção e disponibilização para a coluna d’água (FERNANDES, 2001),
afetando, mais prontamente, organismos bentônicos.
A biodegradação pode ser observada por ação de organismos vegetais:
a fitorremediação. Embora este processo seja de extrema importância, para
investigações a longo prazo um elemento comprometedor é a sucessão
ecológica e as modificações que ela implica. No caso de brejos, o potencial de
degradação é algo complexo, pois depende de condições variáveis, como
hidrologia, tipos de solo e sedimento, diversidade de espécies vegetais,
crescimento sazonal e química aquática (WILLIAMS, 2002). Microrganismos
como as cianobactérias, organismos fotoautotróficos, podem ser empregados
para a biodegradação de poluentes de forma similar à fitorremediação
(O’NIELL et al., 1999).
Tanto nos solos quanto nas águas superficiais observam-se processos
de descontaminação que podem ser promovidos por fatores físicos, como:
temperatura e irradiação luminosa; químicos: processos oxidativos ou
redutivos, hidrólise, entre outros; ou biológicos: metabolismo. Elevadas
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temperaturas podem favorecer os processos de volatilização, que transferem
os constituintes mais voláteis dos óleos para a atmosfera, sendo possível o
transporte por longas distâncias por meio das correntes aéreas. Isto pode
favorecer a deposição destes poluentes através de precipitações úmidas
(chuva, neve e granizo) ou seca (poeira e fuligem) mesmo em áreas distantes
da fonte poluidora. A grande incidência de luz solar promove este efeito devido
ao aumento da temperatura, mas promove, também, a fotólise, transformando
os constituintes em substâncias mais polares pela adição de oxigênio na
molécula, aumentando sua hidrossolubilidade e, portanto, sua
biodegradabilidade (GREEN & TRETT, 1989; FERNANDES, 2001).
Em estudo com água do mar próxima a plataformas, na Austrália,
BURNS & CODI (1999) estudaram a dinâmica de hidrocarbonetos não-voláteis,
percebendo uma dissipação governada, principalmente, devido à diluição
ocasionada pelas correntes marinhas. A degradação seria o segundo fator, em
termos de relevância, para a dissipação destes compostos, seguida pela
sedimentação e, depois, pela evaporação. Neste estudo, os autores
observaram o elevado grau de bioacumulação de tais substâncias nos tecidos
de bivalves, além da dessorção dos hidrocarbonetos proveniente de partículas
em suspensão em um raio de até 1,8 km a partir da fonte poluidora, mostrando
o potencial de transporte de tais compostos associados ao sedimento e ao
material particulado.
O derramamento de óleos pode provocar a formação de filmes sobre a
superfície da água de modo a impedir a oxigenação (troca gasosa), bem como
reduzir a entrada de luz, diminuindo a zona eufótica. A baixa oxigenação e a
diminuição na fotossíntese podem impedir tanto a autodepuração quanto o
funcionamento normal do ecossistema aquático, atingido diversos organismos
(GREEN & TRETT, 1989; ROBOTHAM & GILL, 1989; FERNANDES, 2001).
Desta forma, ocorre mudança no pH, principalmente, quando se tem a
presença de compostos mais polares que apresentem características ácidas ou
alcalinas. Pode ocorrer, ainda, a seleção de espécies que se adaptem melhor à
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presença dos hidrocarbonetos, sendo observado o desaparecimento de
diversas espécies do fitoplâncton e do zooplâncton, desenvolvendo-se aquelas
latentes pela diminuição da concorrência por recursos (ROBOTHAM & GILL,
1989).
Compostos aromáticos também apresentam elevada toxicidade.
Hidrocarbonetos poli-aromáticos (HPA) são mutagênicos e carcinogênicos,
apresentando, ainda, capacidade de se acumularem nos organismos e nos
sedimentos (FERNANDES, 2001). O uso de tensoativos, chamados
dispersantes, para desfazer as manchas de óleo aumenta a toxicidade dos
componentes do óleo uma vez que aumentam a taxa de transferência dos
mesmos para a célula.
Para organismos vegetais, a época do derramamento de óleos, por
exemplo, pode estar diretamente ligada ao efeito observado. Derramamentos
ocorridos no inverno apresentam efeitos inexpressivos uma vez que a atividade
da flora se encontra reduzida, embora possam ser observadas perdas na
floração na primavera seguinte. Nos períodos de primavera e verão os
derramamentos podem apresentar efeitos mais intensos visto que afetam a
germinação, crescimento e produção de sementes (FERNANDES, 2001).
Petróleo ou óleo cru é uma mistura de extrema complexidade. Dentre
seus inúmeros compostos destacam-se os combustíveis e os lubrificantes, por
serem amplamente difundidos nas atividades humanas, como também em
decorrência do seu alto valor econômico. Os fluidos de corte ou óleos de corte
são amplamente utilizados na indústria, tendo como principal função diminuir o
calor gerado durante os processos de produção.
Em decorrência de seu amplo uso, estes compostos acabam, muitas
vezes, atingindo os corpos d’água causando obstrução da rede coletora de
esgotos, inibição nos processos de tratamento de efluentes, além de um
número incalculável de problemas ao meio ambiente (PIVELI, 1998).
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Nas águas naturais, os óleos acumulam-se na superfície (por apresentar
menor peso específico), acarretando sérios problemas ecológicos,
principalmente, por dificultar as trocas gasosas que ocorrem entre a massa
liquida e a atmosfera (Figura 2.2. e 2.3.). Além disso, causam um problema
estético quando acumulados em praias e nas margens de rios (PIVELI, 1998).
Fonte: Jornal o Estado de São Paulo
Figura 2.2 – Derramamento acidental de óleo em corpo d’ água.
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Figura 2.3. – Operação de limpeza do acidente com o navio Exxon Valdez.
Devido a estes acidentes, fazem-se necessários estudos que colaborem
para o entendimento da dinâmica ambiental dos constituintes destes produtos,
principalmente quando consideramos a ampla utilização de lubrificantes na
indústria mecânica para a produção de peças, o que pode levar ao
derramamento acidental, ao descarte deliberado, ou falhas no armazenamento
que levam à contaminação dos compartimentos ambientais.
Dentre estes estudos, destaca-se a grande falta de informações sobre
os efeitos tóxicos dos produtos sobre a biota.
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2.4. Legislação Aplicável
De acordo com a Política Nacional do Meio Ambiente, Lei 6938/81, todo
aquele que usar economicamente os recursos ambientais deve contribuir
pecuniariamente (artigo 4º, inciso VII). São os chamados princípios “usuário-
pagador” e “poluidor-pagador”. Na Lei de Crimes Ambientais (Lei nº. 9605/98),
encontra-se previsão de penas para aqueles que poluem o ambiente, conforme
pode ser observado:
“Art. 54 – Causar poluição de qualquer natureza em níveis tais que resultem
ou possam resultar em danos à saúde humana, ou que provoquem a
mortandade de animais ou a destruição significativa da flora”:
Pena – reclusão, de um a quatro anos, e multa.
§ 1º - Se o crime é culposo:
Pena – detenção, de seis meses a um ano, e multa.
§ 2º - Se o crime:
(...)
V – ocorrer por lançamento de resíduos sólidos, líquidos ou gasosos, ou
detritos, óleos ou substâncias oleosas, em desacordo com as exigências
estabelecidas em leis ou regulamentos:
Pena – reclusão, de um a cinco anos.
“Art. 56 – Produzir, processar, embalar, importar, exportar, comprar, fornecer,
transportar, armazenar, guardar, ter em depósito ou usar substância tóxica,
perigosa ou nociva à saúde humana ou ao meio ambiente em desacordo com
as exigências estabelecidas em leis e regulamentos:
Pena- reclusão, de uma a quatro anos, e multa.”
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2.4.1. Resolução CONAMA 09/93
O Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), através da
Resolução de nº. 09 (31/08/1993), apresentou uma série de definições sobre
óleo lubrificante, reciclagem do óleo lubrificante usado, bem como outros
termos, e dispõe que todo lubrificante usado ou contaminado deverá ser
recolhido, devendo ter o destino apropriado de modo a evitar impactos
negativos ao ambiente. Este recolhimento deve ser efetuado pelo fornecedor
do produto, podendo o mesmo realizar novo refino no óleo usado (visto que a
reciclagem é considerada prioritária para a gestão deste resíduo). Deste modo,
no Brasil, todo óleo usado deverá ser destinado à reciclagem.
Isto foi estabelecido ao considerar que a degradação dos óleos
lubrificantes durante o uso é parcial, podendo haver contaminações acidentais
ou propositais do ambiente, se os mesmos forem descartados diretamente no
ambiente. Isto está baseado na classificação do óleo lubrificante usado como
resíduo perigoso, por apresentar toxicidade (ABNT NBR-10004).
Considera-se, ainda, que o descarte de óleos e suas emulsões nos
compartimentos ambientais (solos ou águas) pode causar graves problemas
ambientais e que a incineração pode gerar gases residuais nocivos (BENTHAM
et al., 1997). Deste modo, qualquer outra forma de emprego do óleo usado
deve ser previamente autorizada. Esta resolução traz, também, algumas
proibições, são elas:
“Art. 3º Ficam proibidos:
I – quaisquer descartes de óleos usados em solos, águas superficiais,
subterrâneas, no mar territorial e em sistemas de esgoto ou evacuação de
águas residuais;
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II – qualquer forma de eliminação de óleos usados que provoquem
contaminação atmosférica superior ao nível estabelecido na legislação sobre
proteção do ar atmosférico (PRONAR);
Art. 4º Ficam proibidos a industrialização e comercialização de novos óleos
lubrificantes não recicláveis, nacionais ou importados.”
Antes da disposição final destes resíduos, é necessário, portanto,
garantir a eliminação de características tóxicas e poluentes, a preservação dos
recursos naturais e o atendimento aos padrões de qualidade ambiental. A
instalação ou ampliação de empresas que tratem o lubrificante usado deve
empregar tecnologias que prevêem a minimização de resíduos a serem
lançados no ambiente.
As obrigações dos produtores, geradores, receptores, coletores e re-
refinadores são definidas no texto desta Norma Jurídica, que estabelece, ainda,
critérios para coleta e transporte dos óleos usados. São exigências: que se
adotem medidas para evitar a contaminação do lubrificante com substâncias
estranhas ao seu uso e a manutenção de registros sobre compra, uso e
alienação do lubrificante usado quando se consumir mais que 700 litros por
ano. Ficam de fora desta resolução os óleos biodegradáveis pelos sistemas
convencionais de tratamento biológico quando não misturados a óleos usados
regeneráveis. Cabe ao IBAMA aprovar o sistema de tratamento e destino final
após o uso.
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2.4.2. Agencia Nacional de Petróleo e suas funções
A Agência Nacional do Petróleo (ANP) regulamentou, através da
Portaria nº. 127, de 30 de julho de 1999, a atividade de coleta dos lubrificantes
usados, estabelecendo as obrigatoriedades desta atividade. Assim, cabe à
ANP expedir o cadastro de coletor para pessoa jurídica sediada no país.
A Portaria nº. 129, de 30 de julho de 1999, estabelece o Regulamento
Técnico ANP 004/99, que especifica os lubrificantes básicos brasileiros ou
importados para comercialização no território nacional. Esta portaria classifica
os óleos em parafínicos e naftalênicos, categorizando-os. Estabelece as
especificações de qualidade dos lubrificantes básicos comercializados no
Brasil, definido quais as características a serem controladas, e define os
métodos de análise como sendo as NORMAS BRASILEIRAS REGISTRADAS
(NBR) dos métodos da AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND
MATERIALS (ASTM) e da Deutsche Norm (DIN), observando-se os de
publicação mais recente. Enquanto a Portaria nº. 130, de 30 de julho de 1999,
estabelece as especificações necessárias à comercialização de óleos
lubrificantes básicos re-refinados, com as mesmas constando no Regulamento
Técnico ANP nº. 005/99, anexo a esta portaria, revogando as resoluções do
Conselho Nacional de Petróleo nº. 16/81 e 13/83, além das demais disposições
em contrário.
2.4.3. Resolução CONAMA 357 (17/03/2005)
A resolução CONAMA 357, de 17 de março de 2005, que substituiu a
resolução 20 de 18 de junho de 1986, estabelece para as águas doces de
classe Especial, 1, 2 e 3, que óleos e graxas devem estar virtualmente
ausentes, e para águas de classe 4, toleram-se iridescências (cores do arco-
íris). Para águas salinas de classes 1 e 2, óleos e graxas devem estar
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virtualmente ausentes, tolerando-se iridescências para águas salinas de classe
3. Para águas salobras de classes 1 e 2, estas substâncias também deverão
estar virtualmente ausentes, podendo-se tolerar iridescências para águas de
classe 3. Para lançamento de efluentes, é permitido um limite de até 20 mg L
-1
para óleos minerais e até 50 mg L
-1
para óleos vegetais e gorduras animais.
Cabe ainda observar o disposto nesta resolução:
“Art. 43. Os empreendimentos e demais atividades poluidoras que, na data da
publicação desta Resolução, tiverem Licença de Instalação ou de Operação,
expedida e não impugnada, poderão a critério do órgão ambiental competente,
ter prazo de até três anos, contados a partir de sua vigência, para se
adequarem às condições e padrões novos ou mais rigorosos previstos nesta
Resolução.
§ 1º O empreendedor apresentará ao órgão ambiental competente o
cronograma das medidas necessárias ao cumprimento do disposto no caput
deste artigo.
§ 2º O prazo previsto no caput deste artigo poderá, excepcional e tecnicamente
motivado, ser prorrogado por até dois anos, por meio de Termo de Ajustamento
de Conduta, ao qual se dará publicidade, enviando-se cópia ao Ministério
Público.
§ 3º As instalações de tratamento existentes deverão ser mantidas em
operação com a capacidade, condições de funcionamento e demais
características para as quais foram aprovadas, até que se cumpram as
disposições desta Resolução.
§ 4º O descarte contínuo de água de processo ou de produção em plataformas
marítimas de petróleo será objeto de resolução específica, a ser publicada no
prazo máximo de um ano, a contar da data de publicação desta Resolução,
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ressalvado o padrão de lançamento de óleos e graxas a ser o definido nos
termos do art. 34, desta Resolução, até a edição de resolução específica.”.
Para o estudo proposto utilizou-se bioensaios com diferentes
organismos aquáticos, além da irradiação das amostras através de feixe de
elétrons e avaliação da degradação dos fluidos por microrganismos de
presentes em amostras de solo.
2.5. Descrição dos organismos - teste – Daphnideos.
Daphnia similis e Daphnia laevis, família Daphnidae, Ordem Cladocera,
são organismos planctônicos, filtradores, pequenos (medem de 0,2 a 3,0 mm
de comprimento, de forma geral). De acordo (HETERS & BERNARDI, 1987),
os cladóceros morfologicamente, são compostos por uma cabeça e tronco bem
definido, os quais se subdividem em tórax, abdômen e pós-abdômen (Figura
2.4).
Possuem também dois pares de antenas, onde o primeiro par é
chamado de antênulas, caracterizado por serem pequenas e por possuírem a
função de orientação através das cerdas sensitivas. Já o segundo par, é
grande, apresenta uma bifurcação e cerdas rígidas, é utilizado para a
locomoção. Para se movimentarem as daphnias utilizam-se de pequenos
saltos, e por este fato, são popularmente conhecidas como pulgas d’água.
Na cabeça encontram-se também, órgãos sensoriais responsáveis pela
orientação na natação do animal, além do cérebro, gânglio e nervos ópticos,
músculos antenais e o início do aparelho digestório. O aparelho bucal é
composto por mandíbulas, maxílulas, maxilas, lábio e labro (HETERS &
BERNARDI, 1987).
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O corpo dos cladóceros é coberto por uma carapaça quitinosa aberta na
região ventral. Na região anterior da carapaça encontra-se um coração oval ou
alongado. Os apêndices toráxicos atuam na captura de alimento, pois
apresentam cerdas e pêlos que retém pequenas partículas na coluna d’água. O
alimento passa por um canal ventral até a região bucal, através das maxiulas é
colocado entre as mandíbulas onde é triturado para digestão.
Finalmente, o pós-abdômen encontra-se curvado para a parte anterior
da região ventral. Apresenta garras terminais com espinhos e dentes. Estas
garras apresentam a função de limpeza do canal onde se encontra o alimento
filtrado (HETERS & BERNARDI, 1987).
Figura 2.4. Daphnia sp; descrição da morfologia interna e externa.
(Fonte: www.webs.wichita.edu/biology)
Em condições ambientais favoráveis, a reprodução neste grupo de
organismo é partenogênica (Figura 2.5). As fêmeas apresentam dois ovários e
dois ovidutos que se abrem dorsalmente na câmara incubadora (Figuras 2.4 e
2.6). Saindo do oviduto, os ovos são depositados na cavidade dorsal ou
câmara incubadora.
1- Antena;
2- Olho composto;
3- Ceco intestinal;
4- Intestino;
5- Coração;
6- Ocelo;
7- Antênula;
8- Apêndices
filtradores
9- Ovário;
10- Furca;
11- Pós abdômen;
12- Câmara
incubadora;
13- Carapaça;
14- Cerdas
abdominais
15- Espinho.
A
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Figura 2.5. - Daphnia sp.; descrição do ciclo de vida.
Por este tipo de reprodução (partenogênica), os filhotes gerados são
cópias idênticas as suas mães, inclusive no sexo, ou seja, normalmente
somente nascem fêmeas. O nascimento de indivíduos do sexo masculino são
raros e isto ocorre com a conversão dos ovos em indivíduos haplóides. Quando
os machos estão presentes às fêmeas sofrem reprodução cruzada (Figura 2.6)
e dão origem a novos indivíduos denominados efípios, ao quais apresentam
cor escura (Figura 2.7) e são capazes de resistir em condições ambientais
muito severas.
(Fonte: www.fish.com)
Figura 2.6. – Foto de uma câmara de incubação.
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Normalmente, os machos são bem menores que as fêmeas e surgem
após várias gerações partenogênicas em decorrência de diversos fatores,
como por exemplo, quantidade de alimentos, modificações na temperatura,
superpopulação, entre outros. As daphnias realizam a troca de mudas em seu
crescimento. Este processo é variável (não existe uniformidade), e sua
freqüência e tempo de desenvolvimento são fortemente influenciados pela
temperatura.
(Fonte: www.biohidricad/ensayo_daphtoxkit.htm).
Figura 2.7 – Foto de ovo de resistência (Efípio) de Daphnia sp.
As espécies de cladóceros tradicionalmente utilizadas (Daphnia similis,
D. magna, D. pulex e Ceriodaphnia dubia) são escolhidas por sua
representatividade ecológica, distribuição e ampla facilidade de cultivo. Devido
à natureza filtradora, são excelentes na condensação de fito e bacterioplâncton
para sua transferência a outros elos da cadeia trófica, servindo como alimento
a larvas de peixes e insetos, crustáceos e peixes.
A cada dia aumenta a preocupação com o destino dos despejos de
substâncias poluentes na natureza. Para isso, tecnologias modernas como a
irradiação com aceleradores de elétrons são muito estudas, procurando reduzir
o impacto na natureza através da degradação de compostos orgânicos
presentes nos efluentes domésticos e industriais.
E
FÍPIO
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2.6. Acelerador de Elétrons: Funcionamento
Um acelerador de partículas pode ser definido como um equipamento
que aplica forças a partículas carregadas por meio de alguma combinação de
campos elétricos e magnéticos, gerando íons de alta velocidade e alta energia
cinética (Figura 2.8). Quando se estabelece um potencial de alta voltagem
entre cátodo e ânodo, no vácuo, o cátodo emite feixe de elétrons, chamados
raios catódicos ou feixes de elétrons, seguindo o mesmo princípio do tubo de
televisão, onde a diferença fundamental é que este último utiliza 25.000 volts
de energia, aproximadamente, enquanto o acelerador utiliza da ordem de
bilhões de volts, BLY (1988).
Figura 2.8. - Ilustração do princípio de funcionamento de acelerador de elétrons.
O princípio básico de qualquer acelerador é o campo elétrico que atua
nos elétrons como se fossem as partículas carregadas, dando a eles energia
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igual à diferença de voltagem através do tubo de aceleração. O campo elétrico
vem diretamente dos eletrodos de alta voltagem, nos aceleradores DC, ou
indiretamente, originando-se da alteração dos campos magnéticos, nos
aceleradores de alta freqüência e indução nos "Linacs" (aceleradores lineares).
A principal diferença entre os tipos de aceleradores disponíveis está no método
pelo qual o campo elétrico é gerado. Para níveis de energia elétrica acima de
5,0 MeV, o princípio de aceleração indireta é o mais prático (ZIMEK &
CHMIELEWSKI, 1998).
A dinâmica do feixe de elétrons apresenta uma dependência entre o
movimento das partículas e parâmetros do campo na estrutura de aceleração,
criando forças de interação com o feixe em movimento. O produto da
intensidade do feixe ou corrente elétrica formada por partículas carregadas em
movimento no acelerador de elétrons, expressa em mA (miliampere), pela
energia do feixe, expressa em eV (elétron volt), corresponde à potência do
feixe de elétrons. A potência média do feixe de elétrons está diretamente
relacionada com o rendimento da taxa de dose de radiação, que deve ser
mensurada pelo uso de sistemas dosimétricos adequados às várias faixas de
doses.
Importante desenvolvimento tem sido conseguido nos sistemas de
aceleração das máquinas aceleradoras de elétrons (SALIMOV, 1998) assim
como nos sistemas de irradiação, que levam o material para a área de
exposição à radiação, de modo a se obter o melhor rendimento da energia
aplicada e redução de custos no processo (SAMPA et al, 1993 e RELA, 1999).
CURRY et al(1998) demonstraram os avanços da tecnologia na fabricação de
aceleradores com o objetivo de reduzir as dimensões das máquinas e o custo
do investimento. Dentre os modelos mais atuais incluem-se os aceleradores
"NHVG" (“nested high voltage generator”), que substituiu o isolamento da alta
voltagem normalmente feito com o gás SF6 pelo isolamento sólido. Com isso
houve um aprimoramento na eficiência da máquina que foi elevada para 83%,
sendo que em alguns estágios a eficiência atingiu 94%. Outra nova geração de
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aceleradores considerados de voltagem ultra-alta é a dos aceleradores
"Rhodotrons", cuja potência é induzida (gerada) por microondas ou
radiofreqüência.
Em 1971 o Instituto de Física de Budker, na Rússia, iniciou o
desenvolvimento e produção dos aceleradores chamados de "ELV" úteis tanto
para aplicações industriais quanto para pesquisas. Essas máquinas cobrem
uma faixa de energia entre 0,2 a 2,5 MeV, corrente até 40 mA, atingindo a
potência máxima de 400kW. Essa geração de aceleradores tem se destacado
para as aplicações ambientais, sendo utilizados tanto para o tratamento de
águas residuárias quanto para o tratamento de gases tóxicos. Estes últimos
parecem ser uma das utilizações ambientais mais promissoras, com eficiência
indiscutível. Plantas comerciais para processamento por radiações, a energia
da radiação é limitada de modo a impossibilitar a indução de radioatividade nos
produtos. Assim, a energia máxima para fótons é de 5,0 MeV, enquanto a
energia máxima para elétrons é de 10,0 MeV (MCLAUGHLIN, 1989).
2.7. Biorremediação de solo
Com o objetivo principal de recuperar áreas degradadas,
pesquisadores no mundo todo passaram a estudar a biorremediação in situ
(SPILBORGHS, 1997). Nestes estudos utilizam-se microrganismos endêmicos
capazes de transformar a matéria orgânica (madeira, solventes orgânicos,
pesticidas, etc), em novas substâncias intermediárias ou à total degradação.
Desta forma, estes organismos decompositores obtêm energia, água, sais
minerais e gases, principalmente gás carbônico e metano. Neste caso, o
poluente funciona como fonte de carbono, sendo necessário adicionar
nitrogênio e fósforo, nutrientes específicos, sais minerais ou agentes oxidantes
que funcionem como receptores de elétrons (SPILBORGHS, 1997).
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39
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Para a utilização desta técnica inúmeros fatores devem ser
observados, dentre eles destacam-se: o solo não pode possuir baixa
permeabilidade (uma vez que isto dificultaria a penetração de água e
nutrientes); potencial hidrogeniônico inferior a 5,5 (diminui a ação bacteriana;
umidade muito baixa (inferior a 10%), entre outros (SPILBORGHS, 1997).
Na utilização da biorremediação devemos inicialmente realizar a
caracterização da área em estudo, sobretudo a sua potencialidade biológica,
parâmetros hidrogeológicos, químicos e físicos. Desta forma, poderemos
estimar o tempo de cura a qual estará relacionada com a alíquota de
degradação dos compostos presentes, a disponibilidade destas substâncias, a
quantidade de material contaminado, as condições climáticas, etc. (COOKSON
Jr., 1995; KING et al., 1992).
Usualmente, a degradação microbiológica de solos e efetuada pelo
método da compostagem. Este processo utiliza de pilhas do solo contaminado
amontoadas em um espaço restrito, favorecendo a velocidade aeróbica de
degradação microbiana. Para majorar a eficiência, adicionam-se ao processo,
nutrientes e água, aumentando assim a umidade a qual favorece o crescimento
de colônias de microrganismos decompositores (JØRGENSEN et al., 2000).
2.8. Biodegradação de óleos
Quimicamente, o petróleo é uma mistura complexa constituída de um
grande número de compostos orgânicos, principalmente hidrocarbonetos.
Óleos, geralmente são formados por compostos mais simples como alguns
alcanos, ou até mesmo mais elaborados como os asfaltenos (ROQUE et al.,
1994). Já os lubrificantes são constituídos por hidrocarbonetos de cadeias com
número de átomos de carbono entre 26 e 38. Os mais leves têm entre 18 e 25
átomos de carbono (BAKER & HERSON, 1994). Torna-se importante ressaltar
que a composição destes óleos são muito variáveis e dependem em muito de
A
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40
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sua origem. Desta forma, os óleos comercializados (produzidos) no Brasil são,
em regra, parafínicos.
Estudos recentes fazem referência aos hidrocarbonetos alifáticos,
sendo estes os mais suscetíveis a degradação biológica que os aromáticos. Ao
mesmo tempo, cadeias lineares são degradadas mais facilmente que cadeias
ramificadas. Seguindo esta lógica, cadeias longas são mais prontamente
degradadas que moléculas menores, uma vez que cadeias de tamanho menor
que 9 carbonos são tóxicas aos microrganismos. A dimensão ideal de cadeias
carbônicas está entre 10 e 20 átomos de carbono (BAKER & HERSON, 1994).
BAKER E HERSON (1994) afirmaram que a deterioração de hidrocarbonetos
se dá especialmente por oxidação, assim átomos de oxigênio ligam-se ao
carbono terminal, formando um álcool. Seqüencialmente, a reação continua
oxidando o álcool ao aldeído correspondente e finalmente a um ácido,
conforme esquema de oxidação a seguir:
COOHRCHOROHCHRCHR −→−→−→−
23
Hidrocarboneto Álcool Aldeído Ácido carboxílico
Recentemente, diversos acidentes, com conseqüente derramamento
de óleos de diversas características, bem como o aumento na atenção
despendida pela comunidade, levou ao desenvolvimento de pesquisas mais
efetivas e com menores custos para a mitigação das condições advindas de
derramamentos.
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41
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3. OBJETIVOS
3.1. Objetivo Geral
Avaliar a toxicidade de fluidos de usinagem (sem uso e usados), através
da ecotoxicologia aquática e propor atividades mitigadoras para seus possíveis
impactos.
3.2. Objetivos Específicos
• Avaliar a toxicidade de lubrificantes através da realização de testes
agudos com diferentes espécies (Daphnia similis, Daphnia Laevis, -
Cladocera, Crustácea e Danio rerio, Teleostei, Cyprinidae);
• Avaliar a toxicidade dos lubrificantes através da realização de testes
agudos com bactéria marinha luminescente - Vibrio fischeri (sistema
Microtox);
• Avaliar processos de biodegradação para estes óleos em solo, ou seja,
determinar que tipo de bactérias que melhor se adapta na decomposição
deste tipo de material;
• Isolar cepas de bactérias que são capazes de degradar estes fluidos,
identificando-as para criação de banco de informações em caso da
utilização das mesmas na descontaminação de áreas contaminadas;
• Avaliar a degradação destes óleos através da exposição à radiação e
assim determinar se esta técnica seria adequada no aumento da
velocidade de degradação ou eliminação da toxicidade.
A
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42
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4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1. Escolha das amostras
Inicialmente foram escolhidas quatorze amostras comerciais de fluido de
usinagem de peças metálicas para este estudo. Estas amostras foram dividas
em dois grupos, sendo sete amostras sem uso e outras sete amostras usadas
por um período de tempo mínimo de um ano. Este período é considerado,
segundo a literatura, o tempo médio de uso destes fluídos.
Após uma pesquisa detalhada sobre as diferentes composições destes
fluidos, sua taxa de comercialização no mercado brasileiro e similaridade entre
suas propriedades, constatou-se que algumas destas amostras não tinham
representatividade no mercado brasileiro, ou tinham as mesmas características
físicas e químicas. Desta forma, foram selecionados três fluidos que atingem
90% das vendas nacionais e são de grupos e composições diferentes. Logo,
suas propriedades forneceriam resultado mais apropriado ao estudo proposto.
4.2. Amostragem
As amostras que chamaremos de A (sem uso) e A’ (usada)
representam os fluidos minerais solúveis. Este fluido é, segundo o fabricante,
destinado à usinagem leve de metais. Possui aditivação, a qual lhe confere
estabilidade de emulsão e grande poder de umectação e lubrificação. Possui
também alta resistência microbiana, alto poder de refrigeração e inibidores de
corrosão.
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43
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Diferentemente das primeiras, as amostras B e B’, sem uso e usada
respectivamente, são produtos semi-sintéticos de ultima geração, desenvolvido
para atender a crescente demanda das operações em metais, com a
expectativa de uma baixa manutenção. Este fluido foi formulado a partir de
matérias primas vegeto-animais, sendo considerado pelo fabricante não
agressivo ao meio ambiente e seguro ao trabalhador. É especialmente indicado
para retificar e usinar metais ferrosos e não ferrosos, tais como aço, ferro
fundido, cobre e suas ligas de alumínio, ou seja, apresenta um espectro maior
de possibilidades de uso e conseqüentemente, maior procura pelo fato de ser
considerado biodegradável.
O terceiro lote de amostras, C e C’, foi desenvolvido a partir de
polímeros sintéticos, solúveis em água para a usinagem e retífica de materiais
ferrosos e não ferrosos. Totalmente sintético, permite boa visualização do
processo, não forma espuma (não contém gorduras) e possui baixa
agressividade a derme.
Para o estudo, foram coletados 5 litros de cada fluido sem uso e usado
junto à empresa fabricante. Estas amostras foram coletadas em frascos de
plástico cinza para reduzir degradação quando em contato com a luz. Estas
amostras, devido ao seu alto poder de lubrificação são comercializadas em
uma forma diluída com concentração igual a 5% (v/v). De acordo com os
objetivos deste trabalho, optou-se por este tipo de produto, visto que estas
seriam as encontradas na natureza em caso de acidente, ou seja, as
informações aqui obtidas estariam mais próximas da realidade.
Como já citado, estes produtos possuem uma série de substâncias
químicas adicionadas em sua fórmula. Os chamados aditivos propiciam ao
produto maior segurança no uso e durabilidade. Por uma questão de segredo
industrial, as empresas não fornecem as formulações completas, mas sabe-se
que os biocidas são as principais substâncias adicionadas, as quais são
A
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responsáveis por evitar a contaminação dos fluidos por fungos e bactérias
quando em uso nas máquinas e tensoativos, os quais aumentam a atividade do
produto.
Após a coleta das amostras, as mesmas foram encaminhadas ao
laboratório de Tecnologia das Radiações no Instituto de Pesquisas Energéticas
e Nucleares – IPEN na Universidade de São Paulo. No laboratório, as amostras
foram separadas em alíquotas de 500 e 1000 mL em frascos de vidro âmbar,
para evitar a contaminação e conseqüentemente perda das amostras originais.
Então, todos os frascos foram colocados em armários escuros em uma sala
com temperatura média de 20 ºC.
4.3. Caracterização das amostras e determinação das variáveis físicas e
químicas.
Os parâmetros avaliados neste estudo estão descritos na Tabela 4.1.
Esses elementos foram selecionados levando-se em conta a Legislação
Federal que regulamente o descarte de produtos químicos nos corpos d’água.
(D.O.U., 2005).
Todas as análises foram feitas de acordo com “Standard Methods for
Water and Wastewater” (APHA, 1998).
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45
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Tabela 4.1. - Parâmetros físicos e químicos avaliados no estudo das amostras de
fluido A, A’, B, B’, C e C‘.
Parâmetros
Unidades
Método de análise/
equipamentos empregado
Cor _
Colorimétrico, Hach DR 890
pH - Medidor de pH, Digimed Dm2
Temperatura º C Termômetro de mecúrio
Densidade g cm
-3
Densimetro Merck
DQO mg L
-1
O
2
Colorimétrico, Hach DR 890
Compostos Fenólicos mg L
-1
Fenol Colorimétrico
Surfactantes mg L
-1
Colorimétrico, Hach DR 890
As análises foram feitas nas amostras brutas (originais) para a
verificação de suas propriedades e possíveis interferências nos testes de
toxicidade. A demanda química de oxigênio - DQO foi realizada pelo refluxo
com dicromato de potássio, titulado com uma solução padrão de sulfato ferroso
amoniacal. Os surfactantes e compostos fenólicos foram determinados por
colorimetria, baseados nos seguintes métodos: azul de metileno e ácido
cromotrópico respectivamente.
4.5. Avaliação da Toxicidade dos Fluidos
Pode-se definir a toxicidade como sendo a resposta de um organismo a
exposição (concentrada) de determinada toxina, por um período
suficientemente longo. Quando feito, este estudo nos fornece informações que
incorporam uma somatória dos processos causadores de estresse ao qual
submete-se o organismo, assim como a capacidade de compensar tais efeitos
(NIPPER, 2000).
Para este estudo, optou-se por testes agudos, visto que testes
preliminares com diferentes espécies demonstraram que as amostras
A
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46
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apresentavam alta toxicidade e inviabilizaria testes crônicos. Segundo
CETESB (1997), a toxicidade aguda, normalmente expressa em concentração
letal mediana (CL50) à qual representa 50% de mortalidade da população
exposta, ou pela CE50 (concentração efetiva mediana a 50% da população
exposta), quando o efeito observado foi à imobilidade dos organismos
expostos.
Na seleção da espécie de organismo a ser testada para a avaliação do
impacto do lançamento de efluentes em corpos hídricos, objetivando a
proteção da vida aquática, inicialmente recomenda-se obter resultados com no
mínimo três espécies representativas de diferentes níveis tróficos. Após esta
fase inicial, o controle e monitoramento do efluente pode passar a ser feito
apenas com a espécie mais sensível. Tais procedimentos são muitos utilizados
pois melhoram os resultados expressos na medida que a detecção da
presença de diferentes substâncias tóxicas em uma determinada amostra é
ampliada. Por exemplo, peixes são mais sensíveis ao cianeto do que a
Daphnia, enquanto esta última é mais sensível a substâncias orgânicas
(BASSOI E COL, 1990). Por esta razão, optou-se neste estudo em utilizar
diferentes tipos de ensaios com organismos de níveis tróficos também
diferentes. Com bactérias luminescentes (Vibrio fischeri), Daphnia similis
(espécie exótica), Daphnia laevis (espécie nativa) e peixes (Danio rério).
4.5.1. Bactérias Marinhas Vibrio fischeri - Sistema Microtox
Neste teste, utilizou-se um Sistema Analisador de Toxicidade
Microtox. Este equipamento é um espectrômetro modificado baseado na
quantificação das variações na emissão de luz, por unidade de tempo, das
bactérias de origem marinha, Vibrio fischeri (antiga Photobacterium
phosphoreum). Há muito utiliza-se esta espécie; estudos originaram-se em
1979, quando BULICH desenvolveu a técnica, e a Beckman Instruments Inc
patenteou e comercializou o Sistema Microtox, em 1982, hoje representado
pela Azur Environment .
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47
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Basicamente, o equipamento consiste em um fotômetro de precisão, o
qual permite medir a luminescência emitida pela bactéria na presença e na
ausência da substância tóxica, é acompanhado de culturas liofilizadas da
bactéria, das células especiais para a leitura (cubetas), bem como dos
reagentes necessários para a hidratação das bactérias liofilizadas, ajuste de
salinidade (por serem bactérias marinhas) e diluição das amostras.
De forma geral, faz-se à execução do teste a partir de uma cultura
liofilizada de bactérias, contendo 10
8
células por ampola, a qual é hidratada
quando da realização de um teste. Desta forma, as suspensões bacterianas
são adicionadas à solução diluente (etapa1) e, posteriormente à leitura da luz
inicial (etapa 2), adicionam-se a cada célula de leitura as respectivas frações
da amostra correspondente a uma série de diluições da amostra a ser
ensaiada (etapa 3) (CETESB, 1987 e APHA, 1995).
A inibição de quaisquer das inúmeras enzimas envolvidas nessa
análise irá causar uma redução na produção da luz emitida pelas bactérias.
Bioquimicamente, a luciferase (enzima) utiliza a flavina, um aldeído de cadeia
longa, em sua forma reduzida, e oxigênio para a produção de luz. A emissão
de luz é o resultado do processo total da célula, ou seja, é a expressão da
resultante de uma série complexa de reações bioquímicas produtoras de
energia.
Ao entrar em contato com as substâncias tóxicas as bactérias tem
uma redução da capacidade de produção da luz. Tal fato pode ser
comprovado através de medidas da quantidade de luz emitida por essas
suspensões bacterianas antes e após o contacto com a amostra.
De acordo com os procedimentos estabelecidos no protocolo do teste
básico do Sistema Microtox, o maior valor da concentração efetiva (letal) a
50% dos indivíduos do teste – CE50 que ele permite obter é de 50% quando
a amostra não necessita de ajuste osmótico ou 45,45% quando o ajuste
A
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osmótico é necessário. Isto ocorre quando a salinidade for inferior a 2 ‰
(MICROBICS, 1994).
A resposta do teste é normalmente expressa pela concentração
efetiva a metade dos organismos presentes no teste - CE50 que é calculada a
partir da redução na quantidade de luz emitida pelo microrganismo-teste,
após sua exposição ao agente tóxico, por um período de 15 minutos em
condições padronizadas. A CE50 pode ser transformada em unidade tóxica,
U. T., ou ainda pode ser expressa pelo valor do efeito gama (Γ). Esse valor é
obtido pela razão entre o decréscimo na quantidade de luz emitida pelo
organismo-teste e a quantidade de luz remanescente nesse período. A CE-50
é a concentração da amostra que corresponde ao valor de gama igual a 1
(CETESB, 1987).
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4.5.2. Testes Agudos com Daphnias, família Daphnidae, Ordem Cladocera
Para avaliar a toxicidade das amostras em diferentes níveis tróficos,
selecionou-se duas espécies de daphnias. Estes organismos foram mantidos
em laboratório para controle de variáveis, tais como: iluminação, temperatura,
alimentação entre outros e preparação para os bioensaios.
4.5.2.1. Testes preliminares
Os testes preliminares são feitos para se determinar a faixa de
concentração da solução-teste a ser utilizada no teste definitivo, onde delimita-
se a menor concentração que causa imobilidade a 100% dos organismos e a
concentração mais elevada na qual não se observa este efeito.
Para a definição das concentrações das substâncias de referência,
serviram como base valores obtidos em uma série de ensaios preliminares
feitos no Laboratório de Ecotoxicologia Aquática do IPEN serviram como base.
4.5.2.2. Testes definitivos
A metodologia adotada na avaliação da toxicidade aguda dos fluidos de
usinagem baseou-se nas normas da ASTM (1988), CETESB (1992), ABNT
(1993) e USEPA (2003).
De acordo com estes métodos, o teste consiste em expor jovens de D
similis e D laevis, com idade entre 6 e 24 horas, as amostras de fluido de
usinagem. Deste modo, determinou-se quais das amostras testadas causaram
imobilidade dos organismos em um período de 48 horas de exposição.
A
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50
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Os testes foram feitos em tubos de ensaio aferidos para 10 mL. Para
cada amostra preparou-se quatro réplicas com cinco organismos cada, mais
um controle com água de cultivo, ou seja, água de uma fonte natural e, dureza
ajustada entre 40 a 48 mg L
-1
de CaCO
3
.
Durante o período dos testes os organismos não foram alimentados,
sendo mantidos em incubadoras a 20ºC ± 1ºC, na ausência de luz, evitando
interferências causadas pela luminosidade.
Ao término do teste, os organismos foram examinados quanto à sua
mobilidade, com auxílio de um microscópio estereoscópico marca “Wild
Heerbrugg”, modelo M5. Os organismos que após 15 segundos não se
movimentaram foram considerados imóveis (CETESB, 1992).
Durante os testes foram observados os seguintes requisitos para
considerá-los válidos: a mortalidade no controle não exceder a 10% e a
temperatura da água na faixa de 20ºC ±1ºC. Além dos testes de toxicidade,
foram realizados testes de viabilidade para a avaliação da qualidade da água
de cultivo.
Na análise estatística dos dados obtidos, foi utilizado o programa
computacional “TOXSTAT” (GULLEY et al, 1991). A fim de verificar se houve
diferença significativa entre as amostras, foi utilizado o teste de comparações
múltiplas de Tukey e de Kruska ll-Wallis.
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4.5.2.3. Separação dos organismos-teste
No dia anterior ao teste, algumas fêmeas ovígeras foram separadas das
culturas, para isso foi utilizada uma pipeta Pausteur com borda arredondada.
As Daphnias separadas foram colocadas em um béquer limpo, com água de
cultivo e alimento, sendo posteriormente o recipiente coberto com filme plástico
para a proteção da cultura.
Para a montagem do teste, após a reprodução, as fêmeas adultas foram
retiradas com a pipeta e recolocadas nas culturas originais. Desta forma,
isolou-se os organismos jovens, os quais foram mantidos em incubadora para
que fiquem dentro da faixa adequada para teste (6 a 24 horas).
4.5.2.4. Testes de sensibilidade
Estes testes são feitos com uma substância de referência. O objetivo
principal deste teste é verificar as condições em que os organismos se
encontram no momento do teste (qualidade), sendo que o resultado deve se
encontrar dentro de uma faixa conhecida de sensibilidade a uma substância
tóxica de referência.
Para a execução dos testes, fez-se a exposição do organismo-teste a
um curto período de seu ciclo de vida a diferentes concentrações dos fluidos de
usinagem de peças metálicas. O tempo de desenvolvimento variou geralmente
de 24 a 48 h para Daphnia.
A avaliação da sensibilidade foi feita empregando-se ensaios com D.
similis e D. laevis com, dicromato de potássio, e com cloreto de sódio,
substâncias chamadas de referência, usualmente utilizadas para avaliar o grau
de “saúde” dos organismos. Em virtude de ser uma espécie nova e com poucos
A
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trabalhos publicados, os testes de D. laevis foram comparados com os
resultados obtidos a 20ºC para D. similis.
Para a solução mãe, foram diluídos 2.10
4
mg L
-1
de cloreto de sódio,
com dureza ajustada para 40-48 mg L
-1
de CaCO
3
. A partir desta solução foram
obtidas soluções-teste com concentrações de 500 mgL
-1
; 1.10
3
mgL
-1
; 2. 10
3
mgL
-1
; 4. 10
3
mgL
-1
; 8. 10
3
mgL
-1
.
A partir da solução-mãe dicromato de potássio de 1.10
3
mgL
-1
foram
obtidas as soluções com concentrações de 2.10
-2
mgL
-1
; 4.10
-2
mgL
-1
; 8,5.10
-2
mgL
-1
; 1,7. 10
-2
mgL
-1
; 3,5. 10
-2
mgL
-1
.
Os testes foram feitos em tubos de ensaio aferidos para 10 mL. Foram
colocados 8 mL da solução-teste, cinco organismos, e completou-se o volume
com a solução-teste. Para cada concentração foram preparadas quatro
réplicas. Para cada teste preparou-se um controle com 10 mL de água
destilada com dureza ajustada, com quatro réplicas contendo cada uma 5
organismos.
O efeito observado para os organismos foi a imobilidade. Os organismos
que não apresentaram movimentação em um intervalo de 15 segundos foram
considerados imóveis (CETESB, 1991; USEPA, 1993).
Os resultados obtidos foram expressos em CE(I)50, ou seja, a
concentração que cause o efeito letal a 50% dos organismos expostos (RAND
et al, 1995).
Foram observados os seguintes requisitos durante os testes para
considerá-los válidos: mortalidade inferior a 10% dos organismos expostos no
controle, o teor de oxigênio não deve ser menor do que 2 mg L
-1
e a
temperatura da água deve estar na faixa de 20º
C (±2º
C).
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53
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A análise estatística dos dados foi feita com o auxílio do programa
computacional "LC50 Programs JSpear Test" (HAMILTON et al., 1977), no qual
foi determinada a CE(I)50;24h e CE(I)50;48h foi determinada.
Para os testes com os organismos aquáticos, primeiramente faz-se o
cultivo e manutenção dos espécimes em laboratório.
4.6. Cultivo e Manutenção de Daphnia similis e Daphnia laevis em
laboratório
Os cultivos de D. similis foram iniciados a partir de lotes fornecidos pelo
Laboratório de Aplicações Nucleares para a Engenharia (TE-IPEN), e
posteriormente pelo Laboratório de Análises TECAM - Tecnologia Ambiental
Ltda. Os cultivos de D. laevis foram iniciados com exemplares obtidos junto ao
Laboratório de Ecotoxicologia da Universidade Federal de São Carlos,
anteriormente cultivados a 25ºC (Figuras 4.1 e 4.2).
F
F
o
o
n
n
t
t
e
e
:
:
S
S
E
E
T
T
A
A
C
C
(
(
2
2
0
0
0
0
1
1
)
)
Figura 4.1 – Fêmea embrionada de Daphnia similis.
A
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(
(
F
F
o
o
n
n
t
t
e
e
:
:
c
c
f
f
b
b
.
.
u
u
n
n
h
h
.
.
e
e
d
d
u
u
,
,
2
2
0
0
0
0
6
6
)
)
Figura 4.2 – Daphnia laevis adulta.
4.6.1. Temperatura, fotoperíodo e intensidade luminosa
As culturas-estoque e os cultivos individuais foram mantidos em
incubadoras FANEM, modelo 347 CDG a 20ºC ± 1ºC para D. similis e D. laevis.
O fotoperíodo adotado foi de 16 horas-luz e intensidade luminosa de 2000 lux.
4.6.2. Água de Cultivo
Para a manutenção dos organismos em laboratório é necessário se
realizar coletas de água de boa qualidade (pH próximo a 7, alta concentração
de oxigênio dissolvido, baixo teor de sólidos, entre outros), desta forma,
reservatórios com este tipo de água são selecionados.
Como meio para os cultivos foram testadas águas de três fontes
diferentes: Condomínio Vista Alegre (Vinhedo), Condomínio Aldeia da Serra
(Barueri) (Figura 4.3) e Sistema Cantareira – Reservatório Paiva Castro,
(Figura 4.4 e 4.5). As coletas foram feitas quando necessário, sendo
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55
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acondicionadas em galões de 20 litros. No laboratório, foram mantidas no
escuro. Antes de ser utilizada, a água foi filtrada em papel de filtro qualitativo
para a eliminação de folhas, gravetos e organismos zooplanctônicos,
especialmente larvas de insetos (predadoras do plâncton).
Monitorou-se a qualidade da água, em cada lote, medindo-se os valores
de pH, dureza e condutividade. De acordo com a Norma L5. 018 CETESB
(1991), as variações mensais destes parâmetros devem ser consideradas,
sendo que as alterações de pH não podem ultrapassar 0,7 unidades de sua
média e os demais parâmetros não podem exceder mais do que 10% de suas
médias. Estas variáveis foram avaliadas no controle da água da seguinte
forma:
A - Temperatura da água – Termômetro do oxímetro marca Orion,
modelo 810.
B - Concentração de oxigênio dissolvido e porcentagem de saturação -
Oxímetro marca Orion, modelo 810.
C - pH – Potenciômetro marca Digimed, modelo Dm2.
D - Condutividade – Condutivímetro marca Orion, modelo 150.
As Figuras 4.3 a 4.5 apresentam os locais de coleta de água para a
manutenção das culturas de microrganismos para testes de toxicidade.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
56
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
Figura 4.3 – Reservatório Aldeia da Serra, Barueri, São Paulo, SP.
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F
o
o
n
n
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:
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1
9
9
9
9
9
9
Figura 4.4 – Sistema Metropolitano de Abastecimento, em destaque a
localização da Represa Paiva Castro, Mairiporã, São Paulo, SP.
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57
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Figura 4.5 - Represa Paiva Castro, Mairiporã, São Paulo, SP.
4.6.3. Teste de viabilidade da água de cultivo
Para determinar a qualidade da água de cultivo, de cada lote de água foi
feito um teste de viabilidade, de acordo com o procedimento descrito pela
Norma CETESB (1991). Dez organismos da espécie Daphnia similis foram
dispostos em 100 mL de água de cultivo, em cinco béqueres de 200 mL, por
um período de 48 horas, nas condições de manutenção dos cultivos-estoques
e individuais.
Após o período de 48 horas, observou-se o número de organismos
móveis e imóveis. A aceitabilidade do lote de água ocorre quando a
porcentagem de imobilidade não exceder a 10% dos organismos expostos.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
58
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4.6.4. Culturas-estoque de D. similis
Para coibir a intoxicação dos organismos pelo acúmulo de metabólitos e
evitar interferências causadas por superpopulação (como, por exemplo,
produção de efípios), realizou-se três vezes por semana a manutenção das
culturas. Para tanto, a água foi trocada e cada indivíduo observado (Figura
4.5), impossibilitando a permanência de machos ou efípios gerados nos
cultivos. Este procedimento foi feito utilizando microscópio estereoscópico
marca Wild Heerbrugg, modelo M5.
4.6.5. Cultivo individual de Daphnia laevis
Inicialmente, foram feitos cultivos individuais de Daphnia laevis em
béqueres de 30 mL, preenchidos com 25 mL de água de cultivo (Figura 4.6).
Após alguns testes, verificou-se que o cultivo em massa seria mais apropriado
por apresentar maior estabilidade nas culturas, ou seja, menor mortandade.
As trocas de água foram feitas três vezes por semana (segunda, quarta
e sexta-feira), quando observações sobre o número e o sexo dos filhotes eram
feitas, com o auxílio de um microscópio estereoscópio marca Wild Heerbrugg,
modelo M5, assim como a verificação das condições das mães.
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
59
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4.7. Testes de toxicidade com peixes - Danio rerio - Teleostei, Cyprinidae.
4.7.1. Princípios do teste.
Os ensaios foram feitos em aquários pequenos (2,0 L de capacidade),
com concentrações diferentes de amostra através de ensaios estáticos, sem
troca parcial de amostra (CETESB, 1991). Três réplicas foram preparadas com
dez organismos cada, mais um controle com água de cultivo, com dureza
ajustada entre 40 a 48 mg L
-1
de CaCO
3
e com os parâmetros físicos e
químicos (pH, oxigênio dissolvido) medidos no inicio do teste e a cada 24
horas. Os peixes foram expostos a substância teste por um período de 96
horas. A mortalidade foi avaliada em 24, 48, 72 e 96 horas e a concentração
letal a 50% dos indivíduos do ensaio (EC50) foi determinada.
Todos os peixes foram obtidos junto a CETESB e permaneceram em
observação pelo período de 12 dias, mantidos com 12 a 16 horas de luz
diárias, temperatura média de 25ºC e oxigênio dissolvido acima de 8 mg L
-1
.
Os testes foram realizados com iluminação ambiente e com temperatura
controlada (25 ± 1,0°C). A água de cultivo para estes organismos, foi a
mesma utilizada nas outras culturas do laboratório e possuem as mesmas
características físicas e químicas dos daphnideos. Para a escolha dos peixes,
foram selecionados machos e fêmeas com 2 ± 1 cm, sendo os mesmos
observados quanto à mobilidade, cor, respiração, antes da inserção nas
soluções – teste.
As soluções de amostras utilizadas foram preparadas no dia anterior ao
teste e mantidas nos aquários para um condicionamento adequado
(solubilização, estabilidade, etc).
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
60
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
Fonte: JJPhoto
Figura 4.6 – Danio rerio adulto.
Além da avaliação da toxicidade dos fluidos de usinagem, métodos para
a degradação destes compostos também serão estudados, dentre estes, a
irradiação por feixes de elétrons tem destaques em diversos estudos sobre
amostras complexas como as de fluido de usinagem.
4.8. Irradiação das amostras de fluido
As amostras de fluido de corte para a usinagem de peças metálicas
foram submetidas a radiação gama para verificar a susceptibilidade de
degradação dos componentes tóxicos presentes na matriz estudada. Desta
forma, procurou-se avaliar se o tratamento aplicado era eficiente na remoção
da toxicidade.
4.8.1. Procedimentos utilizados na irradiação das amostras de fluido de
usinagem
Na aplicação da irradiação, foi utilizado um Acelerador Industrial de
Elétrons modelo Dynamitron, com potência de 37,5 kW, energia até 1,5 MeV e
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61
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corrente até 25 mA disponível no Centro de Tecnologia das Radiações,
CTR/IPEN.
Para uma irradiação homogênea, foi utilizado um recipiente de vidro tipo
Pyrex , respeitando uma espessura de 4,0 mm de amostra, de modo a
garantir a distribuição da energia recebida por toda a camada de fluido
submetido à radiação. Às amostras foram expostas ao feixe de elétrons
protegidas com filme plástico, sendo transportadas até a área de irradiação
por uma bandeja móvel, cuja velocidade foi ajustada em 6,72 m por minuto.
As doses nominais de irradiação foram selecionadas a partir da energia
fixada em 1,4 MeV, variação da corrente elétrica conforme as doses
necessárias e a movimentação da amostra sob o feixe também com
velocidade constante. A confirmação das doses desejadas se fez por meio de
filmes dosimétricos. As doses de radiação aplicadas foram: 10 kGy e 100 kGy.
Após as avaliações iniciais da toxicidade, foram estabelecidas as doses
anteriormente citadas (mais usadas em experimentos com irradiação). Após este
processo, as amostras foram levadas de volta ao laboratório de testes de
toxicidade, onde permaneceram por um período de estabilização (24 horas) e
então utilizadas nos testes com organismos. Optou-se por um resultado mais
rápido e que pudesse fornecer uma idéia das condições da amostra, desta
forma, bactérias luminescentes foram a escolha mais adequada.
Para uma melhor avaliação das propriedades dos fluidos de usinagem, o
estudo de sua dinâmica em um ambiente natural torna-se necessário, desta
forma, a avaliação da degradação destes compostos em solo e água foi
realizado.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
62
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4.9. Biodegradação de poluentes orgânicos e biorremediação de águas e
solo contaminado com fluidos de usinagem
Para melhor avaliar o comportamento dos fluidos no meio e sua
possível degradação quando em contato com os diferentes compartimentos
ambientais, em especial solo e água, estudos de degradação foram propostos.
Desta forma, selecionou-se duas formas básicas de degradação das amostras:
1 – teste padrão de biodegradabilidade em água e, 2 – teste de
biodegradabilidade em solo. Para o segundo teste, foi desenvolvido um teste
novo, o qual utiliza microrganismos presentes no solo como degradadores e
não anelídeos como consta na literatura. Esta opção foi considerada porque
espécies endêmicas poderiam ser mais apropriadas na decomposição dos
fluidos de usinagem, caso ocorressem acidentes com este tipo de produto, algo
não factivel quando organismos – padrão fossem expostos a substâncias como
os fluidos de usinagem.
Como os ambientes aquáticos acabam por receber grande parte dos
despejos realizados pelo homem, um estudo da biodegradabilidade dos fluidos
de usinagem para este meio fez-se necessário.
4.9.1. Testes de Biodegradabilidade
Foram conduzidos testes de biodegradabilidade em água de acordo com
OECD (2002).
Em um filtro de fibra de vidro (GFC) 0,45 µm, foi adicionada uma
alíquota de 2,0 mg L
-1
da amostra, inoculada com uma pequena quantidade de
microrganismos em um frasco para análise da demanda bioquímica de
oxigênio (DBO), completamente cheio e lacrado. A degradação é observada
através da análise de oxigênio dissolvido, por um período de 28 dias, sendo
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63
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feitas leituras no instante da montagem (t
0
) e a cada 7 dias. A quantidade de
oxigeno dissolvido consumida pela população microbial foi, ao final do teste,
um indicativo do potencial de biodegradabilidade da amostra.
A decomposição dos fluidos de usinagem em solo por microrganismos
endêmicas foi avaliada com o intuito de conhecer, isolar e manter em
laboratório cepas de bactérias que pudessem auxiliar na limpeza de um sitio
em caso de derramamentos acidentais.
4.9.2. Identificação de Microrganismos Decompositores
Para este estudo, preparou-se reatores cilíndricos preenchidos com
solo coletado na região da represa do Ribeirão do Lobo, São Carlos São Paulo.
Este solo que serviu de base para a degradação, foi seco em estufa a
aproximadamente 40ºC e em seguida peneirado para uma melhor
homogenização e eliminação de possíveis compostos inibidores. Após esta
etapa, dividiu-se quatro grupos de reatores: controle, o qual continha apenas o
solo contaminado na concentração de 1 mL kg
-1
(para cada um dos fluidos de
usinagem foi montado um reator independente); tratamento com turfa,
contendo o solo contaminado e adicionando-se turfa na quantidade
correspondente a 10% da massa do solo; microrganismos de solo, contendo o
solo contaminado e adicionando-se borra retirada de um fluido de usinagem
vegetal obtida após o uso do mesmo, devendo conter os microrganismos
responsáveis por sua degradação; compostagem, contendo o solo
contaminado e microrganismos obtidos de um sistema de degradação caseiro.
Os reatores e o esquema de montagem são apresentados na Figura 4.7.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
64
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
F
F
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o
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n
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e
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,
,
2
2
0
0
0
0
3
3
)
)
.
.
FIGURA 4.7. - Esquema de montagem do experimento de degradação.
Os experimentos foram conduzidos, expondo-se os reatores às
intempéries por um período de 186 dias, retirando-se duas amostras de cada
reator com uma periodicidade de aproximadamente 30 dias. Neste estudo,
cabe ressaltar que os fluidos estavam sujeitos à ação da temperatura, da luz,
das chuvas, além da degradação microbiológica.
Para avaliar o efeito de tais fatores, foram obtidos os dados
meteorológicos da região, medidos na estação climatológica situada no Centro
de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada (CRHEA – SHS – EESC – USP).
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
65
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Foram efetuados, também, estudos de degradação em estufa, com a
temperatura mantida em 20ºC. Assim, frascos contendo 20 g de solo
contaminado com cada um dos lubrificantes foram mantidos nestas condições
por 30 dias. Deste modo, pôde-se observar a degradação dos fluidos de
usinagem apenas por ação dos microrganismos, uma vez que os demais
parâmetros foram mantidos sob controle. Sendo possível uma perda por
volatilização, como via alternativa, considerando-se que o material foi mantido
sob aquecimento.
Das amostras de solo contaminadas com os diferentes fluidos foram
retiradas alíquotas de um grama (1g). Misturou-se então, 10 mL de água
desionizada estéril, obtendo-se assim uma solução contendo os
microrganismos que estavam presentes na degradação. Destas soluções, foi
retirada uma alíquota de 1 mL, sendo diluído em mais 9 mL de água
desionizada estéril. Estes procedimentos foram seguidos até uma
concentração de 10
-4
e 10
-5
organismos por mililitro.
Todas as diluições foram executadas em meio estéril com vidrarias
aferidas e em capela de fluxo laminar, a fim de se evitar qualquer
contaminação ou erro analítico. Após esta etapa, preparou-se meios de cultura
padrão, com ágar (1,5%) e o fluido correspondente a cada amostra (20%).
Inoculou-se então, os microrganismos previamente recuperados das amostras
de solo. Meios de cultura contendo fonte de carbono alternativa também foram
preparados, utilizando-se batata (20%), dextrose (2%), Agar (1,5%) e fluido
(5%), chamado DBA (dextrose-batata-ágar), inoculando-se com os
microrganismos da amostra correspondente.
Os meios de cultura após preparados e esterilizados empregando-se
autoclave a 121 ºC por 20 minutos, foram mantidos em temperatura ambiente e
foi observado o crescimento de colônias de bactérias e fungos, os quais foram
separados para os meios adequados para estudos posteriores. Assim, para
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
66
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bactérias, foi preparado meio contendo extrato de levedura (0,5%), peptona
(1%), NaCl (1%), agar (1,5%). Após a separação das colônias de bactérias e
suas purificações, efetuou-se o teste de coloração de Gram e estudo
morfológico. Para os fungos, o mesmo meio, contendo batata e dextrose,
produzido anteriormente foi empregado, adicionando-se sulfeto de
estreptomicina como agente bactericida. Após a purificação das linhagens de
fungos, efetuou-se o estudo morfológico. O esquema empregado para as
diluições e inoculação é apresentado na Figura 4.8.
F
F
o
o
n
n
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t
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A
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,
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2
0
0
0
0
3
3
)
)
FIGURA 4.8 – Procedimento utilizado no preparo das amostras.
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4.9.3. Identificação de bactérias por ácidos graxos.
Após o preparo das amostras para a verificação dos microrganismos
responsáveis pela biodegradação (se bactérias, fungos, etc.) propôs-se um
estudo que identifica as bactérias presentes nas amostras de fluido de
usinagem para uma possível utilização destas cepas em eventuais acidentes
ambientais que viessem a ocorrer. Desta forma, separou-se as amostras com
as colônias bacterianas mais desenvolvidas, ou seja, as que melhor se
adaptaram ao meio e se reinoculou em uma nova solução contendo somente
meio Agar (1,5%). Estas amostras foram então levadas a EMBRAPA –
Jaguariúna para que se processassem os testes de identificação.
Foram transferidos 40 g de massa de células para tubos de cultura
de 13 x 100 mm. Estas amostras são saponificadas com 1,0 + 0,1 mL do
reagente contendo 45 g de NaOH, 150 mL de metanol e 150 mL de água
desionizada. Agitou-se em agitador tipo “vortex” por 10 segundos, aqueceu-se
por 5 minutos em banho-maria a 100ºC, agitou-se novamente por 10 segundos,
reaquecendo-se por mais 25 minutos, resfriando-se, em seguida, em banho de
água até atingir temperatura ambiente.
Realiza-se então a metilação dos ácidos graxos com a adição de 2,0
+ 0,1 mL do reagente, que consiste em uma mistura de 325 mL de ácido
clorídrico 6,0 mol L
-1
e 275 mL de metanol, agitou-se por 10 s, aqueceu-se a
80ºC por 10 min e resfriou-se em banho de água até temperatura ambiente. Os
ésteres formados são extraídos com 1,25 mL de um sistema de solventes,
constituído de hexano e terc-butil-metil éter na proporção 50:50, agitando-se
levemente em agitador clínico por 10 min. Separou-se a fase orgânica
contendo as substâncias de interesse, lavando-se o extrato com 3,0 mL de
solução de NaOH (10,8 g em 900 mL de água desionizada) e agitando-se por 5
min. Observando-se a formação de emulsão, os tubos foram centrifugados a
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
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2000 RPM por 3 min. A fase orgânica foi separada e armazenada em frascos
tipo “vials” de 2 mL para a posterior análises em cromatógrafo.
As análises cromatográficas foram efetuadas em Cromatógrafo a
Gás Agilente CG 6850, empregando amostrador automático, coluna capilar
Ultra 2 e detector de Ionização em Chama (DIC). As condições cromatográficas
empregadas foram aquelas descritas por SASSER, 1990.
Com os cromatogramas obtidos, houve a identificação dos
microrganismos comparando-se as informações contidas na biblioteca do
sistema Microbial ID, Inc., Newark, Dell. Os dados obtidos consistem na
indicação de uma identidade provável da bactéria investigada e do grau de
similaridade.
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
69
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4.10. Análise Estatística
De forma geral, o grande número de dados experimentais causam
dificuldades em sua interpretação e compreensão. Com o objetivo de minimizar
este problema, utilizam-se testes estatísticos para sua avaliação (LEMES,
2001).
Uma análise da variância ANOVA, seguida do teste e comparações
múltiplas de Tukey foi realizada para os dados das variáveis ambientais e, dos
testes de toxicidade obtidos nos experimentos realizados no estudo.
A análise estatística empregada para calcular os valores da CE50 dos
testes Microtox foram realizadas com a Versão 7.82 do programa
desenvolvido pela Microbics Corp., a partir dos valores do efeito gama em
função das concentrações de amostra testadas. O mesmo tipo de análise
estatística foi empregada para os cálculos de CE50 e CL50 dos testes com os
daphnideos e com os peixes. A partir do número de organismos que morreram
durante a exposição em função das concentrações testadas. O método
estatístico Trimmed Spearman Karber, com correção de Abott, foi aplicado
para calcular tanto os valores de CE50 para ambos os testes bem como os
intervalos de confiança (HAMILTON, 1977).
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
70
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO.
5.1. Determinação das variáveis físicas e químicas dos fluidos de
usinagem.
Foram feitas análises físicas e químicas em todas as amostras de fluido.
As tabelas 5.1 - 5.6 apresentam os resultados paras as amostras A, A’, B, B’,
C, C’ respectivamente.
Tabela 5.1. - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido A (fluido
mineral sem uso)
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
âmbar
pH - 9,5
Temperatura º C 23
Densidade g cm
-3
0,860
DQO mg L
-1
O
2
86
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
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Tabela 5.2. - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido A’ (fluido
mineral usado).
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
âmbar
pH - 8,9
Temperatura º C 23
Densidade g cm
-3
0,825
DQO mg L
-1
O
2
74
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
Verifica-se pelas Tabelas 5.1 e 5.2 que os valores dos parâmetros
físicos e químicos para o fluido mineral sem uso e usado são praticamente os
mesmos, excetuando-se o pH que é menor no fluido usado muito
provavelmente em decorrência do período de uso sofrido pelo mesmo e, sua
possível diluição com água.
Tabela 5.3. – Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido B (semi –
sintético sem uso).
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
Castanho claro
pH - 10
Temperatura º C 24
Densidade g cm
-3
0,996
DQO mg L
-1
O
2
112
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
72
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Tabela 5.4. - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido B’ (semi -
sintético usado).
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
Castanho escuro
pH - 9,5
Temperatura º C 24
Densidade g cm
-3
0,950
DQO mg L
-1
O
2
98
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
Nas tabelas 5.3 e 5.4 observa-se os mesmos fatores na amostra de
fluido semi-sintético vistos para o fluido mineral, ou seja, somente o pH sofreu
uma pequena redução em função de seu uso na usinagem de peças metálicas.
Tabela 5.5. - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido C (polímero
sintético sem uso).
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
castanho
pH - 9,5
Temperatura º C 23
Densidade g cm
-3
1,060
DQO mg L
-1
O
2
330
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
73
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Tabela 5.6. - Parâmetros físicos e químicos da amostra de fluido C’ (polímero
sintético usado).
Parâmetros
Unidades
Valores
Cor _
Castanho claro
pH - 9,3
Temperatura º C 24
Densidade g cm
-3
1,005
DQO mg L
-1
O
2
280
Compostos fenólicos mg L
-1
fenol < 0,01
Surfactantes mg L
-1
< 0,01
Os resultados anteriormente apresentados mostram que existe certa
similaridade entre todas as amostras, contudo a composição desses fluidos
varia muito. Desta forma, estes parâmetros são referência para possíveis
estudos junto aos corpos de água natural, pois são variáveis amplamente
usadas em estudos de limnologia.
Todas as amostras apresentavam cor, e este parâmetro, apesar de ser
uma característica exigida pelos fabricantes de fluidos, servem como
indicadores de qualidade aos operadores, esta característica interfere de forma
drástica nos bioensaios, isto porque, torna difícil a visualização dos
organismos, e consequentemente, alteram as condições de predação dos
mesmos. Para reduzir este efeito, as amostras tiveram de ser diluídas há um
ponto em que esta interferência ficasse bem reduzida. As partículas que
produzem cor ao fluido, provocam a dispersão da luz, dando à água uma
aparência nebulosa, esteticamente indesejável causando assim, uma redução
da produção dos sistemas subaquáticos. Além disso, observa-se que a
densidade das amostras esta muito próxima a da água, produzindo desta forma
uma mistura que interfere em toda a coluna d’ água, desde a superfície até o
fundo, e isso causa danos aos diferentes níveis tróficos (PERSON, 1979).
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
74
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Os valores de pH mostram que todas as amostras possuem caráter
básico. Como são valores elevados (acima de 9), estão fora da faixa adequada
aos testes propostos neste estudo e, portanto, foram previamente ajustados
com a adição de ácido clorídrico a 0,1 mol L
-1
. No Brasil a água dos rios, lagos
e represas, apresentam um caráter de ácido a neutro, e seu pH nas amostras
dos fluidos é básico. Em caso de um despejo desses fluidos, todo o
compartimento seria afetado. Cabe lembrar ainda que o potencial
hidrogeniônico é medido em uma escala logarítmica e uma pequena alteração
em seu valor implica em grandes diferenças na dinâmica do corpo hídrico.
Segundo a literatura, o teste da DQO (demanda química de oxigênio) é
sobremaneira precioso na medida da matéria orgânica em despejos de esgotos
domésticos ou efluentes industriais, ou seja, permite a avaliação da carga
orgânica de poluição de esgotos domésticos e industriais em termos da
quantidade de oxigênio necessária para a sua total oxidação em dióxido de
carbono e água (RICHTER, 1998).
A DQO apresentou valores menores para as amostras A e A’ (fluido
mineral sem uso e usado respectivamente) em decorrência das mesmas serem
sintéticas e consequentemente com menor quantidade de material orgânico.
As demais, por possuírem mais componentes orgânicos, tiveram um
incremento nos valores da DQO o que as tornam mais danosas aos recursos
hídricos, pois causam a diminuição da quantidade de oxigênio dissolvido,
condição de sobrevivência dos organismos. Segundo ESTEVES (1990), baixas
concentrações de oxigênio, causa inúmeras implicações sobre o metabolismo
do ecossistema como um todo, principalmente ao provocar alterações na fauna
bentônica, zooplanctônica e sobre as algas.
Em condições extremas, ou em um processo avançado de eutrofização,
excesso de nutrientes como nitrogênio e fósforo, o oxigênio é consumido
totalmente, criando condições anaeróbias ou anóxicas. Além disso, a oxidação
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75
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destes fluidos, que é um processo natural realizado por microrganismos
presentes na água (entre as quais predominam as bactérias aeróbias), todo o
oxigênio dissolvido na água, demanda bioquímica de oxigênio – DBO é
consumido, conduzindo a morte todos os organismos aeróbios de respiração
subaquática (BRANCO, 1986). Outra conseqüência deste processo é a
presença de gás sulfídrico (ácido sulfídrico - H
2
S) nas águas. Esta substância é
tóxica e apresenta letalidade aos peixes na concentração de 1 a 6 mg L
-1
, é
corrosivo e contribui em grande parte nos processos de corrosão das
estruturas de concreto utilizados para a canalização. Isso causa sérios
problemas de odor e sabor na água, sendo responsável pelo mau cheiro
característico dos locais poluídos. A maior parte dos sulfetos, por serem
agentes redutores, são responsáveis por uma demanda imediata de oxigênio
dissolvido, diminuindo ainda mais a concentração de oxigênio nos esgotos
(BRAILE, 1979).
Não foram encontrados compostos fenólicos nas amostras de fluido
estudados. Os fenóis são de importância elevada nos processos de produção,
pois é comprovadamente cancerígeno e causa assim, problemas aos
operadores que ficam em contato com o produto. A contaminação de águas
usadas para consumo humano por fenol pode levar ao incremento da
incidência de distúrbios gastro-intestinais (RICHARDSON & GANGOLLI, 1992).
Na natureza, também causam danos aos sistemas aquáticos, pois são tóxicos
aos organismos através da acumulação em algas e consequentemente nos
organismos que se alimentam delas produzindo um efeito cascata.
Surfactantes, ou basicamente detergentes, são responsáveis pela
formação de espuma, provocando danos estéticos ao corpo d’água, bem como
problemas de contaminação humana, quando essas espumas são carregadas
pelo vento. No Brasil, é comum a utilização de alquilbenzeno sulfonatos
lineares – LAS, como aditivos nos fluidos. Em conjunto com este surfactante,
são adicionados aditivos fosfatados que funcionam como seqüestradores de
partículas coloidais, os quais são os principais causadores da eutrofização dos
A
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76
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recursos hídricos, especialmente em sistemas lênticos (TEIXEIRA, 1997). Para
a indústria de usinagem de peças metálicas, não é interessante a presença de
surfactantes, pois o mesmo causa a formação de espuma e dificulta o processo
de preparação de uma peça metálica. Desta forma, dificilmente estes
compostos são adicionados nos fluidos comerciais.
De acordo com as análises físicas e químicas feitas com os fluidos,
verifica-se que os parâmetros avaliados estão de acordo com os limites da
legislação para e emissão despejos em rios da classe 2 (D.O.U., 2005). Porém
segundo ZAGATTO (2006), somente através de bioensaios é possível indicar
se as águas apresentam condições adequadas ou não à manutenção da vida
aquática, pois assim pode-se detectar possíveis efeitos sinergéticos ou
antagônicos.
5.2. Avaliação da Toxicidade dos Fluidos
De acordo com a legislação CONAMA N.º357 (D.O.U.,2005), os padrões
de qualidade das águas estabelecidos constituem-se em limites individuais
para cada substância. Considerando eventuais ações sinérgicas entre as
mesmas, as não especificadas, não poderão conferir às águas características
capazes de causar efeitos letais ou alteração de comportamento, reprodução
ou fisiologia da vida, ou seja, a resposta dos organismos aquáticos à
substâncias ou misturas tóxicas é mais sensível quando comparadas com
parâmetros físicos e químicos, sendo considerados indicador global da
toxicidade de um sistema receptor (CETESB, 1990).
Segundo SOARES (1990), testes ecotoxicológicos complementam e
diminuem os custos tradicionais de controle da poluição e, quando integrados
em um programa multidisciplinar, são indispensáveis para uma política correta
de gestão dos recursos naturais.
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77
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5.2.1. Bactérias Marinhas Vibrio fischeri - Sistema Microtox
Foram feitos inúmeros testes preliminares para chegar a uma faixa de
concentração adequada aos estudos. Após definidas as concentrações, fez-se
5 testes definitivos para cada amostra.
Para as amostras de fluido mineral (A e A’), houve um problema maior
pois as mesmas apresentavam uma coloração intensa, fazendo com que
houvesse interferência no método, com isso foi necessário a diluição das
amostras de fluido.
As Tabelas 5.7 e 5.8 apresentam os valores da concentração efetiva
para os testes com as amostras dos fluidos minerais (teste de 15 minutos).
Empregou-se neste estudo quatro concentrações diferentes e um branco.
Estas concentrações variaram de 0,050% a 0,0050 % sendo preparadas a
partir de uma solução estoque com concentração igual a 1% em água.
Tabela 5.7 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra A (fluido
mineral sem uso).
Teste
CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0102 0,0093 0,0111 1,0960
2 0,0135 0,0129 0,0142 1,0381
3 0,0160 0,0150 0,0169 1,0609
4 0,0149 0,0143 0,0156 1,0442
5 0,0153 0,0147 0,0160 1,0489
Media 0,0139 0,0132 0,0147 1,0576
CE – concentração efetiva
A
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Tabela 5.8 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra A’ (fluido
mineral usado).
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0046 0,0040 0,0052 1,1388
2 0,0056 0,0050 0,0062 1,1405
3 0,0042 0,0048 0,0059 1,1632
4 0,0061 0,0053 0,0069 1,1503
5 0,0039 0,0033 0,0045 1,1608
Media 0,0049 0,0045 0,0057 1,1507
CE – concentração efetiva
Verifica-se pelos dados das Tabelas 5.7 e 5.8, que a concentração
letal para 50 % dos indivíduos do teste para o fluido mineral sem uso (A) ficou
em torno de 0,0139% e 0,0049% para o fluido mineral usado (A’). Desta
forma, verifica-se que a amostra usada apresenta uma toxicidade muito maior
que a nova. Como estes fluidos permanecem em operação por alguns meses,
ficando em contato com várias partes móveis das máquinas, é provável
ocorrer uma contaminação do fluido durante seu uso. Os componentes
presentes no fluido usado causaram uma toxicidade aguda muito mais efetiva
(quase que três vezes maior) quando comparada com a amostra sem uso.
As tabelas 5.9 e 5.10 apresentam os resultados dos testes de
toxicidade quando empregou-se bactéria luminescente para do fluido semi-
sintético sem uso e usado (B e B’).
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Tabela 5.9 – Valores da concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra B
(fluido semi - sintético sem uso).
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0192 0,0179 0,0207 1,0754
2 0,0160 0,0144 0,0179 1,1150
3 0,0183 0,0177 0,0189 1,0895
4 0,0201 0,0190 0,0212 1,1312
5 0,0177 0,0170 0,0184 1,0862
Media 0,0182 0,0172 0,0194 1,0994
CE – concentração efetiva
Tabela 5.10 – Valores da concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra B’
(fluido semi - sintético usado).
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0256 0,0248 0,0266 1,1052
2 0,0228 0,0222 0,0234 1,1257
3 0,0270 0,0264 0,0276 1,0898
4 0,0248 0,0240 0,0256 1,1824
5 0,0266 0,0258 0,0274 1,1181
Media 0,0242 0,0234 0,0250 1,1201
CE – concentração efetiva
A amostra de fluido semi-sintético sem uso (B) teve CE 50% médio de
0,0182% e a usada 0,0242%. A diferença entre as duas amostras é
significativa e mostra que o fluido sem uso é mais tóxico que o usado. Neste
caso, a utilização do fluido deve ter degradado alguns dos componentes
responsáveis pela letalidade aos organismos usados neste estudo. Verifica-se
ainda que para o fluido semi – sintético a toxicidade de ambas as amostras é
muito menor quando comparada ao fluido mineral, em especial o usado.
As Tabelas 5.11 e 5.12 apresentam os resultados dos testes de
A
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toxicidade com sistema Microtox
®
para os fluidos sintéticos sem uso e usados.
Tabela 5.11 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra C (fluido
sintético sem uso).
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0186 0,0180 0,0192 1,0748
2 0,0197 0,0194 0,0200 1,1001
3 0,0189 0,0185 0,0194 1,0564
4 0,0194 0,0190 0,0198 1,1222
5 0,0188 0,0184 0,0192 1,1181
Media
0,0199 0,0195 0,0204 1,0986
CE – concentração efetiva
Tabela 5.12 – Concentração letal a 50 % dos indivíduos para a amostra C’ (fluido
sintético usado).
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0244 0,0238 0,0252 1,0941
2 0,0269 0,0260 0,0276 1,1201
3 0,0223 0,0216 0,0230 1,1408
4 0,0234 0,0226 0,0240 1,1147
5 0,0259 0,0250 0,0268 1,1742
Media 0,0246 0,0238 0,0253 1,1288
CE – concentração efetiva
Verifica-se pelos resultados, que o fluido sintético com base
polimérica foi o que apresentou menor índice de toxicidade, com valor médio
de 0,0199% e 0,0246 % para as amostras C e C’ respectivamente. O fluido
usado demonstrou ser ligeiramente menos tóxico e susceptível a degradação
pelo processo de usinagem, ou seja, tem seus compostos tóxicos degradados
durante sua utilização.
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Ao analisar os resultados dos diferentes fluidos de usinagem, verifica-se
que todos são considerados muito tóxicos de um modo geral. Entretanto, não
foi possível fazer uma comparação dos valores apresentados pelos parâmetros
físicos e químicos e a toxicidade as bactéria luminescente.
Apesar de se utilizar um organismo marinho para testar amostras com
procedência de outros ambientes, o teste prevê a correção da salinidade em
cada concentração utilizada no teste. Outro ponto discutível é a sensibilidade
do fotômetro quando a amostra apresentar cor ou turbidez. As análises com
amostras coloridas são feitas normalmente, com o devido protocolo e,
posteriormente, se faz à correção dos cálculos com uso de outro protocolo
específico para a correção da cor (MICROBICS, 1994).
A aplicabilidade do teste Microtox bem como o crescente uso desse
ensaio têm sido demonstrados pelos levantamentos bibliográficos e pela sua
inclusão na 19
a
edição do Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, de 1995. Além disso, boa correlação tem sido obtida por autores
que compararam a sensibilidade entre organismos com a sensibilidade da
bactéria V. fischeri (SANCHEZ E COL., 1989; ROWLEN, 1983; JUKTA &
KWAN, 1994).
A difícil tarefa de comparar diretamente resultados de avaliação da
toxicidade entre as espécies é minimizada quando se trabalha com valores
relativos. Para isso BULICH (1982) descreveu um método, mais tarde
modificado por COLEMAN & QUERESHI (1985), onde estabelecem faixas de
toxicidade, conforme apresentado na Tabela 5.13. Outra possibilidade para
comparar amostras avaliadas com o sistema Microtox para amostras menos
tóxicas foi estabelecida por RIBBO (1985), e utiliza o valor de efeito gama,
conforme apresentada na Tabela 5.14.
A
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Tabela 5.13 - Sistema de classificação da toxicidade aguda,
segundo BULICH (1982)
GRAU DE TOXlCIDADE
CE – 50 (%, v/v) Classificação
< 25
Muito tóxica
25-50 Moderadamente tóxica
51-75 tóxica
>75
Levemente Tóxica
Tabela 5.14 - Classificação de toxicidade adotada a partir dos valores do
efeito gama (Γ).
Valor Gama
%∆
∆∆
∆
Classe Classificação
Nº. de
amostras (%)
Γ<0 ∆<5
° NT (") 28 (37%)
0 <Γ< 0,05 ∆<5
1 NT 17 (22%)
0,05 < Γ < 0,10
5 < ∆ < 10
2 NT 10 (13%)
0,10 < Γ < 0,50
10 < ∆ <34,9
3 Baixa 17 (22%)
0,50 <Γ< 1,00 35 < ∆< 50
4 Média 0
1,00 <Γ< 10,00
> 50 5 Alta 3 (4%)
Γ> 10,0
> 50 6 Alta 1 (1%)
(*) NT – não tóxica Fonte: RIBO, 1995.
Segundo BORRELY (2001) a obtenção de dados através do sistema
Microtox
®
o qual é empregado no monitoramento da toxicidade de varias
substâncias. Estes ensaios possibilitam a comparação dos dados da toxicidade
efetiva, no entanto, não apresentam a caracterização química da água.
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83
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A sensibilidade das bactérias usadas nos testes com o sistema
Microtox
®
foi avaliada com uma solução da substância química fenol, a qual é
referência neste tipo de ensaio. A concentração efetiva a 50% dos indivíduos
(CE 50 %) foi de 20,540% ± 2,296% com coeficiente de variação para este
conjunto de 11, 17 %. Tais valores encontram-se dentro da faixa recomendada
pela literatura (BERTOLETTI, 1992).
5.2.2. Testes Agudos em amostras de fluidos de usinagem empregando-
se Daphnias, família Daphnidae, Ordem Cladocera.
Para a determinação da toxicidade dos fluidos empregando-se
daphnideos, fez-se um estudo prévio das amostras. Monitorou-se o pH e
oxigênio dissolvido em ensaios preliminares. Verificou-se que com o efeito da
diluição, o pH ficou em uma faixa de 7,2 e o oxigênio dissolvido em torno de 8
mgL
-1
. Ambos apresentaram estes valores em decorrência da diluição das
amostras.
A seguir serão apresentados os resultados dos bioensaios para os
daphnideos, Daphnia similis e Daphnia laevis.
5.2.2.1. Daphnia similis
Para esta espécie foram feitos 5 testes com as 6 amostras de fluido de
usinagem. As Tabelas 5.15 a 5.20 apresentam os resultados obtidos nos testes
feitos no período de janeiro a julho de 2005. Para as amostras A e A’ e B e B’
as concentrações utilizadas foram de 0,0005%; 0,00025%; 0,00010%;
0,00005%. Nas amostras sintéticas (C e C’), a faixa de concentração foi de
0,0020%; 0,0010%; 0,0005%; 0,00025%.
A
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Tabela 5.15 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral sem uso (amostra
A) a espécie Daphnia similis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 100 70 40 20
0,0006 (0,0005 a 0,0009)
T
2 100 60 25 0
0,0005 (0,0004 a 0,0007)
T
3 90 80 30 15
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
4 100 60 25 15
0,0007 (0,0005 a 0,0009)
T
5 90 70 30 15
0,0011 (0,0009 a 0,0014)
T
T – tóxico
Tabela 5.16 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral usado (amostra
A’) a espécie Daphnia similis..
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 100 60 35 15
0,0004 (0,0003 a 0,0006)
T
2 100 75 40 25
0,0005 (0,0004 a 0,0007)
T
3 95 70 40 20
0,0007 (0,0005 a 0,0009)
T
4 90 80 30 20
0,0005 (0,0004 a 0,0007)
T
5 95 60 35 15
0,0006 (0,0004 a 0,0008)
T
T - tóxico
Verifica-se pelos resultados apresentados nas tabelas 5.15 e 5.16 que o
fluido mineral foi altamente tóxico para a espécie utilizada neste ensaio,
apresentando uma CE % em torno de 0,0007 % da amostra bruta. As Figuras
5.1 e 5.2. apresentam os resultados dos testes de toxicidade para as amostras
de fluidos de usinagem mineral frente à espécie Daphnia similis.
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0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
1 2 3 4 5
Testes
CE %
Figura 5.1. – Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral sem uso (A) a
espécie Daphnia similis.
0,0000
0,0001
0,0002
0,0003
0,0004
0,0005
0,0006
0,0007
0,0008
1 2 3 4 5
Testes
CE %
Figura 5.2. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral usado (A’) a
espécie Daphnia similis.
As Figuras 5.1 e 5.2 mostram que houve uma pequena diferença entre a
amostra nova e usada, sendo a segunda mais tóxica, provavelmente pela
formação ou degradação de alguma substância presente no fluido. De qualquer
A
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forma, ambas apresentaram concentração letal em torno de 0,00010 % do
fluido, ou seja, uma pequena quantidade deste material poderia poluir uma
grande área de um recurso hídrico.
Tabela 5.17 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético sem uso
(amostra B) a espécie Daphnia similis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 65 35 15
0,0012 (0,0010 a 0,0014)
T
2 100 65 25 15
0,0010 (0,0008 a 0,0012)
T
3 90 65 30 20
0,0011 (0,0009 a 0,0014)
T
4 90 75 35 20
0,0015 (0,0013 a 0,0017)
T
5 95 60 25 15
0,0013 (0,0015 a 0,0017)
T
T - tóxico
Tabela 5.18 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintético usado
(amostra B’) a espécie Daphnia similis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 100 75 40 15
0,0016 (0,0014 a 0,0019)
T
2 90 75 30 15
0,0019 (0,0016 a 0,0021)
T
3 90 70 30 15
0,0015 (0,0013 a 0,0017)
T
4 95 75 30 15
0,0017 (0,0015 a 0,0019)
T
5 90 70 30 10
0,0015 (0,0013 a 0,0017)
T
T - tóxico
Observa-se que a amostra de fluido, semi-sintético, a amostra nova foi a
mais tóxica, diferentemente do fluido mineral. Entretanto, os organismos foram
menos sensíveis a esta substância (Figuras 5.3 e 5.4). Os resultados foram
muito similares e a CE 50% média para os fluidos foi de 0,0015 % da amostra
sem diluições.
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0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
0,0014
0,0016
1 2 3 4 5
testes
CE %
Figura 5.3. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético sem uso
(B) a espécie Daphnia similis.
0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
0,0014
0,0016
0,0018
0,0020
1 2 3 4 5
testes
CE %
Figura 5.4. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético usado (B’)
a espécie Daphnia similis.
Observa-se de pelas Figuras 5.3 e 5.4 que o fluido usado (B’)
apresentou menor coeficiente de variação e sua toxicidade foi reduzida pelo
A
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uso provavelmente em decorrência da degradação de algum composto tóxico
presente em sua composição ao longo do processo de usinagem.
Tabela 5.19 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético sem uso (amostra
C) a espécie Daphnia similis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 35 20
0,002 (0,001 a 0,003)
T
2 85 60 25 15
0,003 (0,004 a 0,005)
T
3 90 70 30 15
0,003 (0,002 a 0,004)
T
4 100 60 40 20
0,004 (0,003 a 0,005)
T
5 95 65 25 15
0,002 (0,001 a 0,003)
T
T - tóxico
Tabela 5.20 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintético usado (amostra
C’) a espécie Daphnia similis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 45 20
0,0010 (0,001 a 0,003)
T
2 90 65 25 10
0,0015 (0,004 a 0,005)
T
3 100 80 30 15
0,0008 (0,002 a 0,004)
T
4 90 75 25 10
0,0016 (0,003 a 0,005)
T
5 95 70 25 15
0,0012 (0,001 a 0,003)
T
T - tóxico
Observa-se que o fluido sintético sem uso foi menos tóxico que o usado.
Os resultados foram bem similares aos apresentados pelos testes com a
bactéria luminescente Vibrio fischeri, ou seja, dentre as amostras de fluido, esta
foi a que apresentou menor toxicidade (Figuras 5.5 e 5.6).
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
89
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
0,0000
0,0005
0,0010
0,0015
0,0020
0,0025
0,0030
0,0035
0,0040
0,0045
1 2 3 4 5
Testes
CE %
Figura 5.5.
- Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético sem uso
(C)
a espécie Daphnia similis.
0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
0,0014
0,0016
0,0018
1 2 3 4 5
Testes
CE %
Figura 5.6. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético usado
(C’) a espécie Daphnia similis.
Verificou-se pelos resultados apresentados nas Figuras 5.5 e 5.6 que o
fluido sintético, sem uso e usado, apresentam uma grande distinção na
toxicidade, pois a amostra usada possui praticamente o dobro da toxicidade da
nova.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
90
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
Os resultados apresentados anteriormente, mostram que existe uma
grande diferença entre a toxicidade das amostras dos fluidos. Os fluidos
minerais são muito tóxicos e praticamente não existe diferença entre a amostra
sem uso e a usada, apresentando a segunda uma letalidade ligeiramente maior
aos organismos. As amostras semi-sintéticas apresentam resultados distintos,
sendo a amostra sem uso mais tóxica que a usada. Isto indica que, durante a
operação de usinagem de peças metálicas pode ter ocorrido a degradação de
algum composto responsável pela morte dos organismos. Para as demais
amostras, poliméricas, este efeito ocorrem de forma contraria, ou seja, a
amostra sem uso é menos tóxica e há a formação de um composto mais
agressivo aos organismos aquáticos.
Os testes de toxicidade empregando Daphnia similis indicam que as
amostras de fluido de usinagem de peças metálicas apresentam efeitos agudos
tanto as sem uso como as usadas. Os dados obtidos mostram que não existe
degradação das substâncias tóxicas ao longo da utilização deste material na
usinagem de peças metálicas.
Possivelmente, a toxicidade aguda dos fluidos esta associada a
compostos adicionados aos mesmos para melhor atender aos requisitos da
indústria. Segundo AMARANTE JR (2003) deve-se entender que a degradação
destes fluidos não pode ser estudada como um sistema de um único
constituinte, isto porque a complexidade dessa matriz deve ser considerada,
pois existe uma superposição de efeitos e fenômenos, aumentando as
variáveis a serem investigadas (NOCENTINI et al., 2000).
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
91
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
5.2.2.2. Daphnia laevis
As Tabelas 5.21 a 5.26 apresentam os resultados dos testes de
toxicidade feitos com Daphnia laevis nas amostras de fluidos de usinagem no
período de fevereiro a agosto de 2005. Durante os testes preliminares,
verificou-se que esta espécie é mais sensível quando comparada a D. similis.
Desta forma, as concentrações empregadas nos ensaios foram às mesmas
para todas as amostras, ou seja, 0,0005%; 0,00025%; 0,00010% e 0,00005%
respectivamente.
Tabela 5.21 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral sem uso (amostra
A) para a espécie Daphnia laevis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 35 15
0,0004 (0,0002 a 0,0006)
T
2 95 75 30 10
0,0005 (0,0003 a 0,0007)
T
3 90 65 30 15
0,0003 (0,0002 a 0,0004)
T
4 100 65 25 10
0,0003 (0,0002 a 0,0004)
T
5 95 70 25 15
0,0004 (0,0003 a 0,0006)
T
T - Tóxico
Tabela 5. 22 – Testes de toxicidade das amostras de fluido mineral usada (amostra
A’) para a espécie Daphnia laevis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 90 60 35 20
0,0003 (0,0002 a 0,0004)
T
2 95 70 40 20
0,0005 (0,0004 a 0,0006)
T
3 95 65 35 15
0,0004 (0,0002 a 0,0006)
T
4 95 65 30 10
0,0003 (0,0002 a 0,0005)
T
5 95 60 35 15
0,0002 (0,0001 a 0,0003)
T
T - Tóxico
Os resultados apresentados nas Tabelas 5.21 e 5.22 indicam que esta
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
92
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espécie é bem sensível ao fluido mineral, sem uso e usado. Os valores estão
bem próximos indicando que não ocorrem diferenças significativas quando do
uso deste fluido na usinagem de peças metálicas.
As Figuras 5.7 e 5.8 apresentam os resultados dos testes de toxicidade
para as amostras de fluido mineral (A e A’) para a espécie de microcrustáceo,
Daphnia laevis.
0
0,0001
0,0002
0,0003
0,0004
0,0005
0,0006
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.7. – Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral sem uso (A) para
a espécie Daphnia laevis.
0
0,0001
0,0002
0,0003
0,0004
0,0005
0,0006
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.8. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido mineral usado (A’) para a
espécie Daphnia laevis.
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
93
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Verifica-se pelas Figuras 5.7 e 5.8 que houve maior toxicidade na
amostra de fluido usada, indicando que a mesma pode apresentar compostos
com maior toxicidade em decorrência de seu uso na usinagem de peças
metálicas.
Tabela 5. 23 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintética sem uso
(amostra B) para a espécie Daphnia laevis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 100 70 35 15
0,0009 (0,0007 a 0,0011)
T
2 95 65 25 15
0,0008 (0,0008 a 0,0012)
T
3 90 60 30 10
0,0007 (0,0006 a 0,0008)
T
4 100 75 35 20
0,0009 (0,0008 a 0,0011)
T
5 95 60 25 15
0,0007 (0,0006 a 0,0008)
T
T – Tóxico
Tabela 5. 24 – Testes de toxicidade das amostras de fluido semi-sintética usada
(amostra B’) para a espécie Daphnia laevis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 100 75 40 15
0,0010 (0,0008 a 0,0012)
T
2 90 60 30 10
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
3 90 70 30 15
0,0006 (0,0004 a 0,0008)
T
4 95 75 30 15
0,0010 (0,0008 a 0,0012)
T
5 90 65 30 10
0,0007 (0,0005 a 0,0009)
T
T - Tóxico
Para os fluidos semi-sintéticos (B e B’), também houve grande
similaridade entre a amostra sem uso e usada. Contudo, verfica-se pelos
valores da CE 50 que este fluido apresenta-se menos tóxico a D. laevis quando
comparado à amostra mineral (Figuras 5.9 e 5.10).
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
94
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
0,0000
0,0001
0,0002
0,0003
0,0004
0,0005
0,0006
0,0007
0,0008
0,0009
0,0010
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.9. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético sem
uso (B) para a espécie Daphnia laevis.
0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.10. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido semi-sintético
usado (B’) para a espécie Daphnia laevis.
Os resultados da toxicidade dos fluidos apresentados nas Figuras
5.9 e 5.10 mostram que a amostra sem uso foi ligeiramente menos tóxica que a
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
95
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
usada, possivelmente em decorrência da degradação durante o seu uso na
usinagem industrial de peças metálicas.
Tabela 5. 25 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintética sem uso
(amostra C) para a espécie Daphnia laevis.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 35 20
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
2 85 60 25 15
0,0007 (0,0005 a 0,0009)
T
3 90 65 30 15
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
4 90 60 40 20
0,0009 (0,0007 a 0,0009)
T
5 100 65 30 15
0,0010 (0,0008 a 0,0012)
T
T - Tóxico
Tabela 5.26 – Testes de toxicidade das amostras de fluido sintética usada (amostra
C’) para a espécie Daphnia laevis
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 45 20
0,0010 (0,0008 a 0,0012)
T
2 90 65 25 10
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
3 100 80 30 15
0,0008 (0,0006 a 0,0010)
T
4 90 75 25 10
0,0009 (0,0007 a 0,0011)
T
5 95 70 25 15
0,0007 (0,0005 a 0,0009)
T
T - Tóxico
Os resultados apresentados nas Tabelas 5.25 e 5.26 indicam que o
fluido sintético (C e C’) provoca alto índice de mortandade à espécie D.laevis.
Os valores da CE 50 estão bem próximos indicando que não ocorrem
diferenças significativas quando do uso deste fluido na usinagem de peças
metálicas.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
96
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As Figuras 5.11 e 5.12 apresentam os resultados dos testes de
toxicidade para as amostras de fluido sintético para a espécie Daphnia laevis.
0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.11. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético sem uso (C)
para a espécie Daphnia laevis.
0,0000
0,0002
0,0004
0,0006
0,0008
0,0010
0,0012
1 2 3 4 5
Testes
CE 50
Figura 5.12. - Resultados da toxicidade da amostra de fluido sintético usado (C’) para
a espécie Daphnia laevis.
Pode-se verificar que pelos resultados apresentados nas Figuras
5.11 e 5.12, os fluidos de base poliméricas (sintéticos) apresentam toxicidade
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
97
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aguda para a espécie D. laevis com uma concentração letal média a 50% da
população de 0,0008 % do fluido bruto.
Os bioensaios demonstram que todas as amostras de fluido estudados
apresentaram toxicidade aguda para a espécie D. laevis. Contudo, a faixa de
concentração efetiva (CE 50%) foi similar para os fluidos semi-sintético e
sintético, enquanto o fluido mineral apresentou maior toxicidade que as demais.
Nestes ensaios, observou-se que a D. laevis por ter um tamanho menor
que a D. similis, apresentaram maiores problemas quanto à natação. Isto
porque as amostras formam um filme muito fino na superfície do líquido o qual
aprisiona os organismos fazendo com que os mesmos fiquem estáticos nas
paredes do tubo de ensaio. Este fato levou a uma certa dificuldade na leitura do
teste, pois suspeitava-se que os neonatos estivessem mortos, mas após leve
agitação dos tubos, verificou-se que os organismos estavam imobilizados.
Pode ser que os efeitos destas substâncias na natureza iriam
permanecer até a morte desta comunidade, pois se o organismo perde a
imobilidade isso o impossibilita de se alimentar ou fugir de predadores.
Estudos com espécies nativas do Brasil ainda são muito recentes e
escassos. Desta forma, a comparação entre resultados com o mesmo tipo de
amostra torna-se impraticável.
5.2.2.3. Testes de sensibilidade para os organismos usados nos testes
Fez-se testes com as substâncias referência dicromato de potássio e
cloreto de sódio para melhor avaliar as condições de saúde dos organismos.
Isto porque a literatura apresenta uma série de resultados empregando-se
dicromato de potássio, contudo, esta substância reconhecidamente tóxica, vem
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
98
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
tendo seu uso reduzido, como no caso das análises de DQO, ou
completamente substituída, como nos testes de sensibilidade.
5.2.2.3.1. Testes de sensibilidade com dicromato de potássio (K
2
Cr
2
O
7
)
A CETESB (1991) estabeleceu uma faixa de sensibilidade para D. similis
empregando o dicromato de potássio na concentração de 0,040 a 0,176 mg L
-1
.
Neste estudo, obteve-se para este mesmo organismo um resultado de
sensibilidade com concentração de 0,052 – 0,169 mg L
-1
. Para D. laevis as
concentrações obtidas foram de 0,047 – 0,0126 mg L
-1
.
Os resultados dos testes de sensibilidade para D. similis e D. laevis são
apresentados nas Figuras 5.13 e 5.14 e nas Tabelas 5.27 e 5.28. Verifica-se
que as espécies cultivadas apresentam sensibilidade semelhantes à
substância de referência. Isto pode ser inferido pela ocorrência do mesmo
número de mudas durante o período em que foram expostas, já que o
comprimento do corpo dos organismos foi igual para as 48 horas de exposição.
Quando ocorre a muda o organismo se torna mais suscetível a substância por
estar mais sensível.
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
99
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
Carta Controle de Sensibilidade de Daphnia laevis
ao dicromato
de potássio
0,000
0,050
0,100
0,150
0,200
1 2 3 4 5
Teste
Concentração (mg/L)
Figura 5.13 - Sensibilidade de Daphnia laevis ao dicromato de potássio.
Figura 5.14 - Sensibilidade de Daphnia similis ao dicromato de potássio
.
Carta Controle de Sensibilidade de Daphnia similis
ao
dicromato de potássio
0,000
0,050
0,100
0,150
0,200
1 2 3 4 5
Teste
Concentração (mg/L)
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
100
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
Tabela 5.27 - Sensibilidade de D. laevis ao Dicromato de Potássio.
Daphnia laevis
Teste CE(I)50 (mg L
-1
) Intervalo de confiança (mg L
-1
)
1 0, 110 0, 100 – 0,120
2 0, 100 0, 080 – 0,120
3 0, 060 0, 050 – 0, 080
4 0, 076 0, 075 – 0, 010
5 0, 089 0, 075 – 0, 010
CE;48H médio (mg L
-1
)
0, 087
Faixa de sensibilidade
0, 076 – 0, 110
Desvio Padrão
0, 020
Coeficiente de variação
23%
Tabela 5.28 - Sensibilidade de D. similis ao Dicromato de Potássio.
Daphnia similis
Teste CE(I)50 (mg L
-1
) Intervalo de confiança (mg L
-1
)
1 0, 080 0, 070 – 0, 090
2 0, 120 0, 100 – 0, 150
3 0, 150 0, 120 – 0, 190
4 0, 120 0, 100 – 0, 160
5 0, 083 0, 063 – 0, 011
CE;48H médio (mg L
-1
)
0, 111
Faixa de sensibilidade
0, 080 – 0, 150
Desvio Padrão
0, 029
Coeficiente de variação
26%
Nas concentrações empregadas neste estudo, verifica-se que os
organismos testados com a substância referência dicromato de potássio,
apresentam sensibilidade dentro das faixas de trabalho normalmente
encontradas na literatura, ou seja, estão aptos para a utilização em testes de
toxicidade
.
5.2.2.3.2. Teste de sensibilidade com cloreto de sódio (NaCl)
Nos testes de sensibilidade empregando-se cloreto de sódio, observa -
se que a variação entre as espécies foi pequena (Figuras 5.15 e 5.16). Os
resultados da concentração efetiva a 50 % da população (CE 50;48h) foram 2,4
mg L
-1
(1,856 – 2,919 mg L
-1
) e 2,3 mg L
-1
(1,638 – 2,901 mg L
-1
), para D.
laevis e D. similis respectivamente (Tabela 5.29 e 30). De acordo com estudos
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
101
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
interlaboratoriais realizados em conjunto com a CETESB, verifica-se que os
valores da CE 50% apresentados estão dentro da faixa que valida os testes.
D. laevis e D. similis apresentam um ciclo de vida muito similares. Isto
implica na mesma resposta as substâncias testadas, uma vez que os
organismos apresentam mesmo tamanho em 48 horas e apresentam também o
mesmo número de ínstares neste período.
Carta Controle de Sensibilidade de Daphnia laevis
ao Cloreto de Sódio
1,000
1,500
2,000
2,500
3,000
3,500
1 2 3 4 5
Teste
Concentração (g/L)
Figura 5.15 - Sensibilidade de Daphnia laevis ao cloreto de sódio.
Carta Controle de Sensibilidade de Daphnia similis
ao Cloreto de
Sódio
1,000
1,500
2,000
2,500
3,000
3,500
1 2 3 4 5
Teste
Concentração (g/L)
Figura 5.16 - Sensibilidade de Daphnia similis ao cloreto de sódio.
A
valiação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
102
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Tabela 5.29 - Sensibilidade de D. laevis ao cloreto de sódio.
D. laevis
Teste CE(I)50 (mg L
-1
) Intervalo de confiança
(mg L
-1
)
1 2, 090 1, 570 – 1, 770
2 2, 300 1, 960 – 2, 690
3 2, 550 2, 200 – 2, 960
4 2, 730 2, 730 – 3, 240
5 3, 030 2, 510 – 3, 660
CE;48H médio (mg L
-1
)
2, 540
Faixa de sensibilidade
2, 730 – 3, 000
Desvio Padrão
366
Coeficiente de variação
14%
Tabela 5.30 - Sensibilidade de D. similis ao cloreto de sódio.
D. similis
Teste CE(I)50
(mg L
-1
)
Intervalo de confiança
(mg L
-1
)
1 2, 297 1, 967 – 2, 682
2 1, 741 1, 428 – 2, 123
3 2, 071 1, 775 – 2, 416
4 2, 549 2, 282 – 2, 847
5 2, 400 2, 000 – 2, 900
CE;48H médio
(mg L
-1
)
2, 212
Faixa de sensibilidade
1, 741 – 2,549
Desvio Padrão
315
Coeficiente de variação
12%
Segundo a USEPA (1986) a qualidade da água usada no cultivo de
bioindicadores, a quantidade de alimento fornecido e as condiçoes em que foi
preparado, oxigênio e temperatura, são fundamentais para a manutenção dos
organismos para a realização de bioensaios. Modificações de qualquer um
destes parâmetros podem afetar a variabilidade dos resultados. Além dos
organismos testados pertencerem ao mesmo gênero, foram cultivados sob as
mesmas condições, o que explicam a semelhança na sensibilidade as
substâncias de referência.
Avaliação da Toxicidade de Fluidos de Usinagem através da Ecotoxicologia Aquática
103
Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada – CRHEA – SHS – EESC – USP
A concentração letal (CE 50%) para o cloreto de sódio é maior que a
obtida para dicromato de potássio, ou seja, este ultimo apresenta uma maior
toxicidade que cloreto de sódio. Estes resultados estão relacionados à
composição química e atuação das substâncias testadas, o NaCl atua na
osmoregulação e o dicromato de potássio na excreção e respiração celular,
processos mais importantes para a sobrevivência dos organismos.
5.2.2.4. Testes de toxicidade dos fluidos empregando-se peixes - Danio
rerio - Teleostei, Cyprinidae.
Foram feitos 2 testes com peixes. Estes ensaios foram conduzidos em
triplicata sendo 10 indivíduos por réplica em 4 concentrações dos fluidos e um
branco. Os peixes foram mantidos em quarentena e nesse período foram
observados a mortandade e movimentos natatórios. Optou-se por este número
de testes, visto que os mesmos foram feitos após os ensaios com a bactéria
Vibrio fischeri e com o daphnideos. Desta forma, teve-se um conhecimento
prévio das concentrações letais dos demais organismos, evitando-se a morte
de um grande número de peixes, os quais deveriam ser sacrificados após o
teste mesmo que em caso de sobrevivência.
Foram feitos testes preliminares a fim de se determinar a faixa ideal de
concentração dos fluidos de usinagem em solução. Iniciou-se com 25 % da
amostra do fluido e não 100% como recomenda a norma, pois com o alto
índice de cor dessa matriz, dificultaria a observação do efeito dos fluidos sobre
os organismos estudados. As concentrações dos fluidos foram: 6,0%; 3,0%;
1,5% e 0,75 %. As Tabelas 5. 31 a 5.36 apresentam os resultados dos testes
de toxicidade dos fluidos de usinagem ao D. rerio.
A
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Tabela 5.31 – Testes de toxicidade do fluido mineral sem uso, amostra A
empregando a espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 65 40 20
0,90 (0,80 a 1,10)
T
2 90 60 25 10
1,10 (0,90 a 1,30)
T
T - Tóxico
Tabela 5.32 - Testes de toxicidade do fluido mineral usado, amostra A’ empregando a
espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 90 70 35 15
0,94 (0,84 a 1,14)
T
2 95 65 25 10
0,98 (0,88 a 1,08)
T
T - Tóxico
A Figura 5.17 apresenta os resultados dos testes de toxicidade das
amostras de fluido mineral sem uso e usado para a espécie D. rerio.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1 2 3 4
Testes
CE 50
Figura 5.17 - Resultados dos testes de toxicidade do fluido mineral sem uso (preto) e
usada (azul) para Danio rerio.
Verifica-se pelas Tabelas 5.31 e 5.32 e a Figura 5.17, que os valores das
concentrações efetivas estão próximos, o que evidencia o uso do fluido mineral
na usinagem de peças metálicas não diminui sua toxicidade, ou seja, mesmo
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105
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após meses de contato com ar e água nos processos industriais, o fluido
mineral não perde seu índice de toxidez. O fluido mineral é muito nocivo para o
D. rerio, visto que uma concentração inferior a 1 % pode causar a morte de
metade da comunidade.
Tabela 5.33 – Testes de toxicidade do fluido semi-sintético sem uso, amostra B,
empregando a espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 35 20
1,8 (1,60 a 2,00)
T
2 90 65 25 10
1,6 (1,40 a 1,80)
T
T - Tóxico
Tabela 5.34 – Testes de toxicidade do fluido semi-sintético usado, amostra B’,
empregando a espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 30 15
1,4 (1,20 a 1,60)
T
2 85 65 25 10
1,3 (1,10 a 1,50)
T
T - Tóxico
A Figura 5.18 apresenta os resultados dos testes de toxicidade das
amostras de fluido semi-sintético sem uso e usado ao D. rerio.
0
0,5
1
1,5
2
1 2 3 4
Testes
CE 50
Figura 5.18 - Resultados dos testes de toxicidade dos fluidos B (preto) e B’(azul) para
Danio rerio.
A
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Observa-se nestes testes, um aumento da toxicidade das amostras de
fluido de usinagem. Este fato esta provavelmente relacionado com o tipo de
maquinário a que a mostra usada foi exposta e aos subprodutos que se
originam neste processo.
Tabela 5.35 – Testes de toxicidade do fluido sintético sem uso, amostra C,
empregando a espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 90 70 35 15
2,3 (2,10 a 2,50)
T
2 90 65 25 15
2,6 (2,40 a 2,80)
T
T - Tóxico
Tabela 5.36 – Testes de toxicidade do fluido sintético usada, amostra C’, empregando
a espécie Danio rerio.
Testes
Concentração/% de
Efeito
CE %, 48h
Efeito
1 2 3 4
1 95 70 30 15
2,6 (2,40 a 2,80)
T
2 90 65 30 20
2,7 (2,50 a 2,90)
T
T - Tóxico
A Figura 5.19 apresenta os valores das concentrações efetivas a 50 %
dos indivíduos para as amostras de fluido sintético (C e C’)
2,1
2,2
2,3
2,4
2,5
2,6
2,7
2,8
1 2 3 4
Testes
CE 50
Figura 5.19 - Resultados dos testes de toxicidade das amostras de fluido C (preto) e
C’(azul) para Danio rerio.
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Verifica-se pelos resultados apresentados nas Tabelas 5.35 e 5.36 e na
Figura 5.19, que a toxicidade dos fluidos estão muito próximas, demonstrando
que o produto tem alta estabilidade e alta toxicidade. De todos os fluidos
estudados, o fluido sintético foi o que apresentou menor toxicidade frente a
este organismo, Danio rerio, com concentração efetiva média de 2,5 % da
amostra de fluido sintético sem diluições. Durante os testes as reações mais
freqüentes observadas nos peixes foram à perda do equilíbrio e a falta de
movimentação, seguidas de morte.
O dicromato de potássio foi a substância referência que foi aplicada
também para a avaliação dos testes com D. rerio nos testes de sensibilidade.
Foram empregadas concentrações: entre 50,0 mg L
-1
e 333,33 mg L
-1
,
preparadas a partir de um padrão com 1000 mg L
-1
de K
2
Cr
2
0
7
.
Os valores de sensibilidade do Danio rerio ao dicromato de potássio
foram obtidos de acordo com USEPA (1994). A media dos valores obtidos
para CE 50% em 24 h foi de 52,36 mg L
-1
de dicromato de potássio. Esses
resultados estão de acordo com a literartura, mostrando que os peixes
encontravam-se saudáveis. Para considerar os testes de toxicidade com D.
rerio válidos: a mortalidade no controle não pode exceder a 20% e a
temperatura da água na faixa de 25ºC ±1ºC. Além dos testes de toxicidade,
foram feitos testes de viabilidade para a avaliação da qualidade da água de
cultivo (USEPA, 2002),
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5.2.2.5. Viabilidade da Água de Cultivo.
A Tabela 5.37 apresenta os resultados dos testes de viabilidade da água
de cultivo dos organismos feitos com as amostras de água coletadas na
Represa Paiva Castro (Mairiporã, SP).
Tabela 5.37 – Testes de viabilidade da água para cultivo de organismos aquáticos.
Local Data pH
Dureza
(mg L
-1
CaCo
3
)
Condutividade
(µ
µµ
µS cm
-2
)
% de
Imóveis
Mairiporã
10/02/05
7,01
45 122,0 6
Mairiporã
16/03/05
7,00
46 109,6 2
Mairiporã
14/04/05
7,02
44 104,2 4
Mairiporã
10/05/05
7,00
45 118,0 2
Mairiporã
14/06/05
7,01
44 110,2 2
De acordo com a Norma CETESB L5.018 (1994), a água de Mairiporã
mostrou-se apropriada para os cultivos, pois o percentual de imobilidade não
excedeu a 10%. Verifica-se que a represa de Mairiporã foi a única utilizada no
período dos testes, pois as outras fontes apresentaram mortandade dos
organismos e por isso foram temporariamente excluídas das coletas.
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5.2.3. Testes de toxicidade das amostras de fluidos após a irradiação
As amostras dos fluidos foram irradiadas no laboratório de tecnologia
das radiações IPEN nas dose 10 e 100 kGy. Após este processo, as amostras
foram acondicionadas em frascos de vidro âmbar e preservadas da luz e calor.
Fez-se então, testes com todas as amostras, porem utilizou-se somente a
bactéria luminescente, V. fisheri devido a sua eficiência e rapidez nas
respostas e sendo um organismo padronizado internacionalmente, fornecendo
assim resultados confiáveis.
Foram feitos três testes com cada amostra irradiada. Inicialmente
aplicou-se uma dose de 10 kGy para avaliação da toxicidade. As Tabelas 5.38
a 5.43 apresentam os resultados dos testes para as amostras de fluido de
usinagem.
Tabela 5.38 - Toxicidade aguda da amostra de fluido mineral sem uso irradiada
com 10 kGy frente a bactéria V. fischeri .
Teste
CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0080 0,006 0,010 1,1530
2 0,0060 0,004 0,008 1,0890
3 0,0080 0,006 0,010 1,1017
Tabela 5.39 - Toxicidade aguda de fluido mineral usado irradiada com 10 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0022 0,0020 0,0024 1,0580
2 0,0018 0,0016 0,0020 1,1124
3 0,0023 0,0021 0,0025 1,1247
Verifica-se pelos resultados das Tabelas 5.38 e 5.39 que o fluido mineral
usado, apresentou maior CE50 que a do fluido sem uso, após a irradiação com
uma dose de 10 kGy, indicando que o fluido usado teve degradação de algum
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componente ou formação de uma nova substância durante o seu uso na
usinagem de peças metálicas.
Tabela 5.40 - Toxicidade aguda das amostras de fluido semi-sintético sem uso
irradiada com 10 kGy frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0088 0,0084 0,0092 1,0452
2 0,0094 0,0090 0,0098 1,1132
3 0,0082 0,0078 0,0086 1,0862
Tabela 5.41 - Toxicidade aguda de fluido semi-sintético usado irradiada com 10 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0124 0,0120 0,0128 1,0021
2 0,0142 0,0138 0,0146 1,1472
3 0,0138 0,0134 0,0142 1,0758
Observou-se pelos resultados das Tabelas 5.40 e 5.41 que ocorreu uma
diferença significativa entre os fluidos sem uso e usado, sendo o fluido usado
menos tóxico a espécie V. fischeri após a sua irradiação, contudo, a toxicidade
do fluido usado irradiado foi maior que sem irradiação.
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Tabela 5.42 - Toxicidade aguda de fluido sintético sem uso irradiada com 10 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0104 0,0100 0,0108 1,1490
2 0,0110 0,0106 0,0114 1,0810
3 0,0113 0,0110 0,0116 1,2328
Tabela 5.43. Toxicidade aguda de fluido sintético usado irradiada com 10 kGy frente a
bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0138 0,0134 0,0142 1,1124
2 0,0146 0,0142 0,0152 1,1830
3 0,0133 0,0130 0,0136 1,0008
Verifica-se pelos resultados das Tabelas 5.42 e 5.43 que a toxicidade
para a bactéria luminescente foi semelhante para ambas as amostras de fluido
sintético sem uso e usado após irradiação. Os valores das concentrações
efetivas para 50% - CE50, dos indivíduos do teste estão bem próximos
caracterizando grande estabilidade do fluido após a irradiação.
Após serem feitos os ensaios com as amostras de fluidos irradiadas com
10 kGy, optou-se por aumentar para uma dose de 100 kGy para se verificar se
esta era mais eficiente na degradação das substâncias presentes nos fluidos
em estudo.
As Tabelas 5.44 a 4.49 apresentam os valores obtidos nos testes
de toxicidade feitas no sistema Microtox
®
para os fluidos de usinagem de peças
metálicas para uma dose de 100 kGy.
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Tabela 5.44 - Toxicidade aguda do fluido mineral sem uso irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste
CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0070 0,0050 0,0090 1,1021
2 0,0090 0,0070 0,0110 1,1175
3 0,0080 0,0060 0,0100 1,0978
Tabela 5.45 - Toxicidade aguda do fluido mineral usado irradiada com 100 kGy frente
a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0034 0,0030 0,0038 1,0114
2 0,0029 0,0025 0,0033 1,1217
3 0,0040 0,0036 0,0044 1,1005
Verifica-se nas Tabelas 5.44 e 5.45 que o fluido mineral usado,
apresentou maior CE50 que a do fluido sem uso, após a irradiação com uma
dose de 100 kGy, indicando que pode ter havido degradação de algum
componente tóxico presente no fluido usado.
Tabela 5.46 - Toxicidade aguda do fluido semi-sintético sem uso irradiada com 100
kGy frente a bactéria V. fischeri .
Tabela 5.47 - Toxicidade aguda do fluido semi-sintético usado irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0088 0,0084 0,0092 1,1498
2 0,0093 0,0090 0,0096 1,1741
3 0,0080 0,0076 0,0080 1,0937
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0051 0,0048 0,0054 1,1210
2 0,0042 0,0038 0,0046 1,0487
3 0,0044 0,0040 0,0048 1,1124
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Observa-se nas Tabelas 5.46 e 5.47 que ocorrem uma diferença nos
valores da CE50 entre os fluidos sem uso e usado, sendo o fluido usado menos
tóxico a espécie V. fischeri após a sua irradiação.
Tabela 5.48 - Toxicidade aguda do fluido sintético sem uso irradiada com 100 kGy
frente a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0099 0,0095 0,0103 1,1213
2 0,0095 0,0092 0,0098 1,1084
3 0,0091 0,0088 0,0094 1,0650
Tabela 5.49 - Toxicidade aguda do fluido sintético usado irradiada com 100 kGy frente
a bactéria V. fischeri .
Teste CE 50 (%) Intervalo de Confiança Fator de Confiança
1 0,0087 0,0083 0,0091 1, 0520
2 0,0079 0,0075 0,0083 1,1173
3 0,0092 0,0088 0,0096 1, 0994
Verifica-se nas Tabelas 5.48 e 5.49 que os dados da toxicidade para a
bactéria luminescente foi semelhante para o fluido sintético sem uso e usado
após irradiação. Os valores das concentrações efetivas para 50% dos
indivíduos do teste estão bem próximos caracterizando grande estabilidade
deste produto frente à radiação gama.
Observa-se pelos dados apresentados pelas Tabelas 5.38 a 5.49, que a
toxicidade aumentou após a irradiação em todas as amostras de fluido de
usinagem. Portanto, o uso da radiação parece ser inadequado para o
tratamento de amostras de fluido, visto que os subprodutos da degradação
radiolítica são ainda mais tóxicos aos organismos aquáticos presentes nos
corpos d’água.
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De acordo com DUARTE (1999), a radiação pode reduzir a presença de
compostos orgânicos degradáveis em mais de 90 %, no entanto, reduções
semelhantes não foram observadas para outras análises físicas e químicas tais
como; surfactantes, compostos fenólicos, etc.
Os quatro organismos testados, Vibrio fischeri, Daphnia similis, Daphnia
laevis e Danio rerio responderam de maneira semelhante em relação ás
diferentes amostras, fluido mineral, semi-sintético e sintético. Das 6 amostras
utilizadas nos ensaios, a que mais surpreendeu por apresentar toxicidade
elevada, foi à sintética de base polimérica (C e C’), a qual é formulada com
substâncias que em teoria não seriam tóxicas a organismos aquáticos. O fluido
é apresentado pelos fabricantes como ambientalmente correto, pois não são
bioacumulados nos sedimentos, degradando-se rapidamente na coluna d’
água.
ARENZON (2004) quando analisou a aplicabilidade de ensaios de
toxicidade na avaliação da qualidade de águas subterrâneas potencialmente
impactadas, observou uma alta variabilidade na toxicidade para os mesmos
organismos-teste para uma mesma amostra. Desta forma, as diferenças
significativas entre os resultados apresentados para os diferentes organismos,
é algo plausível. Ainda segundo ARENZON (2004) a variabilidade dos efeitos
tóxicos pode estar relacionada com as diferenças na sensibilidade dos
organismos, a complexidade dos compostos presentes nas amostras, a
biodisponibilidade de certas substâncias ou pode ser decorrente da presença
de substâncias que não puderam ser analisadas.
GEIS et al. (2000) mostram em seus estudos que geralmente as algas
apresentam-se mais sensíveis as substâncias testadas que invertebrados e
peixes em 50% dos casos, mas podem ser menos sensíveis em 30% dos
casos. RODRIGUES (2002) concluiu que os microcrustáceos podem ser
considerados um bom organismo-teste indicador de impactos ambientais,
podendo ser inclusive mais sensíveis que outros organismos da biota aquática,
quando expostos a um mesmo agente.
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5.5. Testes de Biodegradabilidade
5.5.1. Testes de biodegradação em ambientes aquáticos.
Os testes de biodegradabilidade dos fluidos de usinagem em água foram
feitos no laboratório de Tecnologia Ambiental (TECAM - SP). Contudo, ao
seguir as normas sugeridas para o teste, verificou-se que os resultados eram
inconclusivos, ou seja, após aproximadamente quatorze dias de duração (de
um total de 28) a depleção de oxigênio era total. Tal fato sugere que mesmo
em uma concentração bastante reduzida, a amostra ainda é altamente tóxica
as bactérias utilizadas no teste e que seriam responsáveis pela degradação da
amostra.
Não foi possível fazer modificações na metodologia, visto existir um
limite químico para a diluição da amostra. Novas diluições implicariam no
aumento dos erros analíticos, tornando o teste invalido.
5.5.2. Biorremediação de solo
Os fluidos proporcionaram crescimento de microrganismos nas
amostras de solo da região de São Carlos, sendo necessário, para alguns
destes a adição de fonte alternativa de carbono. As bactérias foram repicadas
(separadas e inseridas em um novo meio de cultura) e purificadas, partindo-se
para o estudo de identificação das mesmas. Os organismos presentes no solo
e na presença do fluido A’ não apresentaram crescimento em 24 h quando
repicados para o meio apropriado, condição exigida para a análise dos ácidos
graxos (AMARANTE JR et al, 2005).
Na análise cromatográfica, foi feita a análise do branco, não foi
observado nenhum sinal referente a ésteres de ácidos graxos. A análise
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cromatográfica de uma substância padrão apresentou índice de similaridade
igual a 0,999. Isto foi considerado como sendo um bom índice, pois garantiu a
confiabilidade dos dados obtidos. As análises resultaram na identificação dos
microrganismos, com os índices de similaridade, apresentados na Tabela 5.50.
TABELA 5.50 - Denominação das bactérias encontradas nas amostras de fluido de
usinagem, sua similaridade e espécie.
Isolado
(códigos)
Índice de similaridade Bactérias encontradas nas amostras
de solo contaminadas com fluido de
usinagem
A’ M4 0.707
Bacillus pumilus GC subgrupo B
A M4 0.381 Bacillus cereus GC subgrupo A
A M4 0.597 Arthrobacter nicotianae GC
subgrupo B
A’ M4 0.595 Paenibacillus chondroitinus
A O5 0.424 Bacillus cereus GC subgrupo B
A O5 0.569 Kurthia gibsonii
A’ O5 0.846
Sphingobacterium thalpophilum
B’ O5 0.697
Salmonella typhi GC subgrupo A
B O5 0.734
Cedecea davisae
B’ O5 0.796
Cedecea davisae
C M4 0.588 Paenibacillus lentimorbus
C’ M4 0.503 Paenibacillus lentimorbus
C M4 0.593 Bacillus mycoides GC subgrupo A
C’ M4 0.771
Pseudomonas putida BA
C’ O4 0.683
Salmonella typhi GC subgrupo A
C’ O4 0.734
Bacillus pumilus GC subgrupo B
C’ O4 0.735
Salmonella typhi GC subgrupo A
Resultados em negrito referem-se a índices de similaridade superior a 70%.
Os organismos identificados com a letra A representam os fluidos
minerais, a letra B os semi-sintéticos e C os sintéticos. Aqueles seguidos da
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letra M foram inoculados empregando uma fonte alternativa de carbono,
enquanto que os demais não foi adicionada fonte de carbono.
Para o fluido A, com a presença de fonte alternativa de carbono
observou-se a presença da bactéria identificada como Bacillus pumilus,
enquanto que, sem a adição de suplemento, observou-se o crescimento da
bactéria identificada como Sphingobacterium thalpophilum. Esta última consiste
em uma bactéria aeróbica, gram-negativa, oxidante da glucose em meio
fermentativo-oxidativo, encontrado no ambiente e em humanos acometidos de
infecções oportunistas (NAKA et al.¸2003). As demais bactérias identificadas
não apresentaram índice de similaridade suficiente para uma análise
conclusiva.
Para o fluido do tipo B, sem a adição de fonte alternativa de
carbono, observou-se o crescimento de dois tipos de microrganismos,
identificados como Cedecea davisae e Salmonella typhi. Estes organismos
ainda não são muito estudados e por isso, cepas dos mesmos foram
preservadas pela EMBRAPA para estudos futuros.
Na amostra C’ M4 encontrou-se o organismo identificado como
Pseudomonas putida. Bactérias deste gênero já foram reportadas como as
mais abundantes no estudo da degradação de fluidos de corte (VAN DER
GAST et al., 2001). Estes organismos têm uma ampla aplicabilidade em
processos de degradação, pois são encontrados tanto em solo quanto em
água. Esta bactéria também foi identificada como envolvida no processo de
degradação de herbicidas como o 2,4-D (HOBBEN et al., 1988). Por ser uma
bactéria heterotrófica, ela pode empregar a mesma molécula como fonte de
carbono, nitrogênio e energia. Esta bactéria foi investigada em estudos de
biodegradação de p-nitrofenol (IGNATOV et al., 2002).
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Para o mesmo fluido de corte, mas sem a adição de fonte
alternativa de carbono, pôde-se observar o crescimento de dois tipos de
microrganismos, identificados como: Salmonella typhi e Bacillus pumilus.
CALVO et al. (2004) reportaram o importante papel de bactérias Bacillus
pumilus como biosurfactante, a qual cresce em meio aquoso e em solo,
removendo compostos como naftaleno. Esta ação é explicada pelo fato de
algumas bactérias ligarem-se à molécula do poluente, transformando-se em
uma emulsão, por isto chamadas de biosurfactantes. Isto pode facilitar a
degradação do hidrocarboneto pelo contato direto da célula com o composto
além de aumentar a mobilidade deste composto na fase aquosa, favorecendo o
contato com outros organismos capazes de degradá-lo. Este tipo de organismo
é considerado como sendo uma importante ferramenta em processos de
biodegradação.
De acordo com os resultados anteriormente descritos, pode-se
afirmar que o método analítico empregado, se apresentou bastante eficiente na
identificação dos microrganismos presentes em amostras de solo
contaminadas com fluidos de usinagem de peças metálicas, sendo de fácil
execução. Dos microrganismos encontrados nas amostras de solo
contaminadas com os fluidos mineral, semi-sintético e sintético, alguns já
apresentam estudos sobre degradação de compostos provenientes do petróleo
ou de outras fontes de degradação. Ressalta-se o papel importante do Bacillus
pumilus que pode ser empregado em consórcio com outros microrganismos
facilitando a emulsificação de diversos tipos de poluentes orgânicos de origem
doméstica ou industrial. Outros microrganismos não apresentaram grau de
similaridade adequado para que se considerassem os estudos conclusivos,
sendo necessário, portanto, novas investigações, podendo-se encontrar,
inclusive, novas espécies de microrganismos.
Nos processos de decomposição de substâncias poluentes, muitas
vezes podem ocorrer resultados inesperados como, a existência de resíduos
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119
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não degradados após a biorremediação. Este fato normalmente esta associado
a diversos fatores, dentre os quais destacam-se, grupo microbiológico
inadequado; barreiras fisiológicas (deficiência de nutrientes, por exemplo);
biodisponibilidade insuficiente do composto desejado; formação de substâncias
secundárias, ou seja, metabólitos tóxicos; presença de compostos persistentes
(WANG et al., 1995). Para estes últimos, dá-se o nome de marcadores ou
biomarcadores. Normalmente, estas substâncias são empregadas para se
relacionar a presença de um determinado composto (no ambiente ou em
tecidos animais ou vegetais). Com a origem da contaminação, uma vez que
alguns deles são de origem bem definida, ou seja, de fácil comprovação
(WANG et al., 1994). Para o tratamento de aqüíferos, a tecnologia mais
empregada consiste na injeção de ar, favorecendo a degradação dos
compostos por ação dos microrganismos locais. Estudos de degradação de
benzeno, tolueno e xileno comprovaram a total degradação destes três
compostos após 126 dias (SPILBORGHS, 1997).
Os fluidos de corte estudados apresentaram elevada toxicidade e baixa
taxa de biodegradação. Estes dados são preocupantes visto que pouco se
sabe sobre as propriedades destes materiais e seus efeitos nos sistemas
naturais. De acordo com os resultados encontrados neste estudo, pode-se
afirmar que a associação de tecnologias para o diagnóstico e monitoramento
de resíduos pode ser a única alternativa viável na redução da toxicidade de
amostras complexas como as de fluidos de usinagem de peças metálicas.
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6. CONSIDERAÇÕES FINAIS
De modo geral, o meio ambiente, em especial os recursos hídricos
tem recebido descargas de poluentes sem nenhum controle. As indústrias são
infelizmente, as principais causadoras desta poluição, na forma de descartes
regulares, irregulares ou como derramamentos acidentais. Dentre estas
empresas, a indústria metal – mecânica ocupa destaque visto que despeja uma
grande quantidade de substâncias tóxicas ao longo de todos os
compartimentos ambientais, no ar em forma de fumaça e partículas diminutas,
por exemplo, e nos solos e na água como materiais sólidos ou líquidos. Estas
substâncias tóxicas são principalmente os fluidos de usinagem de peças
metálicas, os quais são usados como líquidos refrigerantes ou lubrificantes.
Estes fluidos podem ser constituídos de substâncias de origem
mineral, semi-sintéticos (vegeto-animais), compostos por ésteres de ácidos
graxos, álcoois, entre outras; ou fluidos sintéticos, de composição menos
complexa, embora mais difícil de ser determinada. De qualquer forma, estes
produtos para atender as necessidades do mercado são acrescidos de várias
substâncias que aumentam a sua estabilidade, sua durabilidade, melhora as
suas propriedades lubrificantes, refrigerantes e seu tempo de vida útil entre
outras mudanças, diminuindo assim os custos com a produção. Esses
compostos adicionados são normalmente biocidas, tensoativos entre outros
tipos de substâncias, as quais melhoram as condições de comercialização,
mas que ao mesmo tempo pode inferir um aumento de toxicidade.
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Considerando a complexidade de tais compostos, coube avaliar a
toxicidade de 6 diferentes fluidos de usinagem de peças metálicas
comercializados no mercado brasileiro, sendo todos solúveis em água. Estes
fluidos são emulsionáveis, de origem mineral, sintética ou semi-sintética, sendo
constituídos de ésteres, aminas, amidas, glicol, álcoois e silicones.
Em virtude desta alta complexidade, foi estudada a toxicidade aguda
destes fluidos para organismos de diferentes níveis tróficos, observando-se que
os fluidos apresentam grande mobilidade nos ambientes aquáticos quando em
um despejo em um corpo d’ água ou, podendo atingir rapidamente os lençóis
subterrâneos quando despejados no solo.
Em decorrência destas diferenças de composição, os fluidos
apresentam comportamento diferenciado para cada espécie de organismo
sendo mais tóxicas para uma e ao mesmo tempo tendo sua toxicidade reduzida
para outras. Alguns destes fluidos foram degradados ou pode ter ocorrido
formação de constituintes degradados durante o uso, principalmente por serem
utilizados dissolvidos em água. Outros mais persistentes, não foram
degradados durante a operação a que se propõe.
De forma geral, os fungos e bactérias presentes no solo, são em
geral, capazes de degradar os hidrocarbonetos despejados irregularmente.
Porém, a degradação microbiológica pode ser favorecida por temperaturas
adequadas ao crescimento das colônias presentes na região ou adicionadas,
ou desfavorecidas por temperaturas mais baixas que podem inibir o
desenvolvimento dos microrganismos. Outro fator importante na degradação
das substâncias presentes nos fluidos de usinagem é a luz solar a qual pode
decompor moléculas com grupos absorvedores de radiação eletromagnética.
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Em estudos “in situ”, onde os fluidos de usinagem são submetidos à
ação de diferentes microrganismos presentes no solo e a fatores ambientais,
observa-se uma grande taxa de degradação. Estes resultados sugerem que a
ação de fatores ambientais e microrganismos sobre os fluidos de usinagem
apresentam maior efeito. Isto sugere que a principal via de degradação não é
baseada na absorção dos contaminantes pelos microrganismos, o que teria um
efeito tóxico, mas pelo uso de outra fonte de carbono com a conseqüente
produção de enzimas ou outras substâncias capazes de oxidar os
componentes dos fluidos de usinagem.
Não existe um método único e simples que possa medir a toxicidade de
substâncias complexas como os fluidos de usinagem, pois a intensidade e a
magnitude destes poluentes para os organismos dependem dos efeitos
causados pela presença de fatores não mensuráveis, das interações aditivas,
sinérgicas e antagônicas existentes no meio ambiente.
Análises integradas que fornecem informações adicionais e
complementares aos testes de toxicidade possibilitam geralmente, a diminuição
das incertezas da extrapolação dos resultados obtidos no laboratório para o
ambiente real, possibilitando uma avaliação mais abrangente do grau e da
extensão da contaminação e dos possíveis riscos associados a esta
contaminação.
Os resultados obtidos no estudo da toxicidade de fluidos de usinagem
mostraram a necessidade de se aprofundar os estudos das relações e
processos biológicos e químicos a fim de diminuir o efeito de possíveis
despejos destes fluidos na natureza, fortalecendo os interesses populares na
diminuição da carga de poluentes que chegam aos sistemas naturais, sem
tratamento adequado.
Em relação às hipóteses propostas neste estudo, a toxicidade
encontrada nas amostras de fluido de usinagem de peças metálicas foi muito
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elevada, mostrando que estas substâncias precisam, o mais rapidamente
possível, ter sua coleta, transporte, e disposição final, melhor controlados.
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7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS
Sugere-se que sejam realizados os seguintes estudos:
♦ Estudos de interação entre os fluidos e os organismos aquáticos por meio de
ensaios com mesocosmos;
♦ Avaliação da degradação dos fluidos usados na usinagem de metais com
microrganismos provenientes de ambientes diversos tais como; esgotos
domésticos, efluentes de indústrias, sedimentos, entre outros;
♦ Estudos de degradação dos fluidos de usinagem, “in situ” utilizando as
bactérias isoladas em laboratório.
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