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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
CENTRO DE AQUICULTURA DA UNESP
Avaliação ecotoxicológica dos sedimentos das represas
de Barra Bonita e Bariri (SP) através de ensaios realizados
com peixes (Danio rerio e Oreochromis niloticus) com ênfase
na toxicidade do mercúrio
Aluna: Solange de Carvalho
Orientadora: Prof. Dra. Maria José T. Ranzani de Paiva
Co-orientador: Prof. Dr. Julio Vicente Lombardi
Dissertação apresentada ao Programa de pós-
graduação em Aqüicultura do Centro de
Aqüicultura da Universidade Estadual Paulista,
como parte dos requisitos para obtenção do titulo de
Mestre em Aqüicultura.
Jaboticabal
Abril/2005
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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
CENTRO DE AQUICULTURA DA UNESP
Avaliação ecotoxicológica dos sedimentos das represas
de Barra Bonita e Bariri (SP) através de ensaios realizados
com peixes (Danio rerio e Oreochromis niloticus) com ênfase
na toxicidade do mercúrio
Solange de Carvalho
Jaboticabal
Abril/2005
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i
A Deus em primeiro lugar, sempre guiando meus passos, ao meu pai
(in memorian), ainda sigo os seus ensinamentos, à minha mãe e ao
Mauro pelo apoio e amor incondicional em todos os momentos,
dedico este trabalho.
ii
Agradecimentos
Agradeço a professora e orientadora Dra. Maria José Tavares Ranzani de Paiva
e ao pesquisador e co-orientador Dr. Julio Vicente Lombardi, pelos ensinamentos,
paciência, apoio e amizade, durante a realização desse trabalho.
Ao Dr. José Roberto Ferreira e a Dra Mônica Accaui Marcondes de Moura e
Mello pela grande ajuda nas análises de mercúrio.
Ao Dr. Fernando Maiorino pela ajuda nas leituras das lâminas de histopatologia
A Secretária da pós-graduação do Caunesp Veralice Capatto tão solícita em
todos os momentos.
Ao Instituto de Pesca por ter possibilitado a realização deste trabalho, através da
utilização da sua estrutura.
Ao Centro de Aqüicultura da UNESP (CAUNESP) pela oportunidade de
realização do curso.
Ao CNPq pela bolsa de estudos concedida.
A Fundação de Amparo a Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP) pelo
auxílio financeiro creditado no projeto 00/14460-3.
A piscicultura Águas Claras pelo fornecimento dos peixes.
Ao Sr. José de Souza Castanheira, proprietário do sitio São Bom Jesus, por ter
fornecido o sedimento controle utilizado neste trabalho.
Aos estagiários do Instituto de Pesca, Nardo, Thaíse, Mariana, Natalia, Robson,
Silmara, Dani, Patrícia e Fernanda pela ajuda e convívio.
iii
Em especial a estagiária Flávia Maziero pela grande ajuda e amizade, e por
sempre me fazer rir.
Ao Luis, técnico do laboratório do Instituto de Pesca pelas análises de água
realizadas.
A Jakeline Galvão de França, pela amizade incondicional e carinho.
Ao doutorando do CAUNESP Nilton “Paraca” pela ajuda e amizade durante a
realização deste trabalho.
A tia Isabel e tio João pelo amor e carinho em todos os momentos e por terem
me acolhido em sua casa.
As minhas primas e amigas Priscila e Silvana, pela amizade e companheirismo.
Aos pesquisadores e funcionários do Instituto de Pesca pela amizade e
prazeroso convívio.
A todos os pesquisadores e colegas do CAUNESP pela convivência.
A todos que de alguma maneira contribuíram para a realização deste trabalho,
meus sinceros agradecimentos.
iv
Sumário
Resumo.......................................................................................................................................1
Abstract.......................................................................................................................................2
1-Introdução................................................................................................................................3
2-Revisão Bibliográfica..............................................................................................................6
2.1-Mercúrio............................................................................................................................6
2.2 Testes de toxicidade com sedimento...............................................................................10
2.3-Peixes como organismos-teste ........................................................................................14
3. Objetivos...............................................................................................................................15
4. Material e Métodos...............................................................................................................16
4.1-Descrição Geral...............................................................................................................16
4.2. Caracterização da área de estudo ...................................................................................17
4.2.1 Represa de Barra Bonita ...........................................................................................17
4.2.2 Represa de Bariri ......................................................................................................18
4.2.3 Local provedor do sedimento controle .....................................................................19
4.3 Coleta do Sedimento .......................................................................................................20
4.4 Caracterização dos organismos-teste ..............................................................................22
4.5 Bioensaios (testes de toxicidade) ....................................................................................24
4.5.1 Delineamento Experimental......................................................................................24
4.5.2 Contaminação experimental dos sedimentos............................................................25
4.5.3 Condução dos Bioensaios .........................................................................................26
4.5.4 Variáveis físicas e químicas da água ........................................................................28
4.6 Análise de teores de Hg...................................................................................................29
4.6.1 Sedimento .................................................................................................................29
4.6.2 Água..........................................................................................................................29
4.6.3 Peixes........................................................................................................................30
4.7 Análises Histopatológicas ...............................................................................................30
4.8 Análises Estatísticas ........................................................................................................31
5. Resultados e Discussão.........................................................................................................32
5.1 Variáveis físicas e químicas da água do experimento de toxicidade ..............................32
5.2 Mortalidade .....................................................................................................................36
5.3 Análise do Sedimento quanto à presença de Hg .............................................................41
5.4 Análise de Hg na água.....................................................................................................45
5.5 Bioacumulação dos peixes ..............................................................................................45
5.6 Análise histopatológicas..................................................................................................53
6. Conclusões............................................................................................................................54
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .....................................................................................55
v
Índice de Tabelas
Tabela 1-Comprimento total (CT) e peso médio (PM) dos peixes utilizados nos experimentos ..............23
Tabela 2- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 1 com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e Oreochromis niloticus como organismos-teste
..................................................................................................................................................33
Tabela 3- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 1 com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e Oreocromis niloticus como organismos-teste.
..................................................................................................................................................34
Tabela 4- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 2 com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e Oreocromis niloticus como organismos-teste
..................................................................................................................................................35
Tabela 5- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 2 com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e Oreocromis niloticus como organismos-teste. .36
Tabela 6- Mortalidade acumulativa (%) de Danio rerio, em função do tempo no
EXPERIMENTO 1, com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP,e sedimentos
experimentalmente contaminados com Hg.................................................................................37
Tabela 7- Mortalidade acumulativa (%) de Oreochromis niloticus, em função do tempo, no
EXPERIMENTO1, com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e
sedimentos experimentalmente contaminados com Hg............................................................38
Tabela 8-Mortalidade acumulativa (%) de Danio rerio, em função do tempo, no
EXPERIMENTO 2, com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos
experimentalmente contaminados com Hg.................................................................................38
Tabela 9- Média da concentração de Hg (µg/g de peso seco) nos sedimentos dos experimentos
com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg ...............................................................................................................41
Tabela 10. Bioacumulação de Hg (µg/g) em D. rerio e O. niloticus após sete dias de
experimento (peso úmido), com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e
sedimentos experimentalmente contaminados com Hg.............................................................47
vi
Índice de figuras
Figura 1-Ciclo do Mercúrio no ambiente ...................................................................................8
Figura 2. Mapa localizando os pontos onde os sedimentos foram amostrados nas represa de
Barra Bonita e Bariri.................................................................................................................17
Figura 3. Vista da represa de Barra Bonita, Barra Bonita, SP..................................................18
Figura 4-Vista da represa de Bariri, Bariri, SP.........................................................................19
Figura 5. Lago provedor do sedimento controle, sítio São Bom Jesus, Itatiba, SP..................20
Figura 6-Precipitação mensal nas represas de Barra Bonita e Bariri .......................................21
Figura 7- Granulometria dos sedimentos das represas de Barra Bonita, Bariri e sedimento
controle.....................................................................................................................................22
Figura 8- Granulometria dos sedimentos das represas de Barra Bonita, Bariri e sedimento
controle.....................................................................................................................................22
Figura 9- Oreochromis niloticus...............................................................................................23
Figura 10- Danio rerio, ...............................................................................................................24
Figura 11-Esquema de montagem dos experimentos com sedimento......................................25
Figura 12. Disposição das unidades experimentais utilizadas no bioensaio com sedimento das
represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
..................................................................................................................................................28
Figura 13-Análise dos sedimentos quanto à presença de Hg (peso seco) ................................43
Figura 14-Bioacumulação de Hg (peso úmido) em paulistinha (D. rerio) ...................................49
Figura 15-Bioacumulação de Hg (peso úmido) em tilápia (O. niloticus) ................................50
1
Resumo
O objetivo desse trabalho foi avaliar os efeitos tóxicos dos sedimentos das represas de Barra
Bonita e Bariri (SP), através de testes de toxicidade com peixes, e também quantificar o efeito
deste na biodisponibilidade do mercúrio. Um experimento em condições de laboratório foi
realizado com os seguintes tratamentos: C = Controle (somente água, sem sedimento); SC =
sedimento controle; SBB = sedimento da represa de Barra Bonita; SBI = sedimento da represa
de Bariri; SSHg = sedimento controle, experimentalmente contaminado - “spiking” com 1,0
mg/L Hg; SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em contato constante com água
contaminada com mercúrio, na concentração 0,2 mg/L Hg e HgCL
50
= somente água de
diluição, com mercúrio na concentração 0,2 mg/L Hg. Os resultados foram avaliados através
da mortalidade dos peixes, presença de Hg no sedimento e bioacumulação de Hg nos peixes.
Verificou-se baixa mortalidade dos peixes expostos aos sedimentos de Barra Bonita e Bariri,
baixa contaminação desse compartimento por mercúrio nas duas represas, determinado pelos
baixos níveis de Hg nos peixes expostos a esses dedimentos. O sedimento adsorveu parte do
mercúrio presente na coluna d’água, e influenciou a bioacumulação do metal, uma vez que os
peixes do tratamento SHgCL
50
acumularam níveis inferiores de Hg quando comparados com
os peixes do tratamento com concentração 0,2mg/L de Hg sem sedimento. O sedimento atuou
como filtro retentor de Hg. Aparentemente, o sedimento saturado com Hg (tratamento SSHg)
não disponibilizou Hg para a coluna d’água. Analisando-se este sedimento antes e depois do
experimento verificou-se não haver diferença na concentração de Hg e os peixes expostos a
esse tratamento acumularam pouco Hg.
2
Abstract
The objective of this paper was to study the Barras Bonita’s and Bariri’s reservoir sediment ,
throw toxicity tests carried out with fishes, and also to analyze the role of the sediment in the
bioavailability of Hg. The experiment was set up according to seven treatments: C= Control
(only water, without sediment); SC= control sediment; SBB= Barra Bonita’s reservoir
sediment; SBI= Bariri’s reservoir sediment; SSHg= control sediment, experimentally
cantaminated – “spiking” with 1.0 mg/L Hg; SHgCL
50
= control sediment, maintained in
constant contact with contamined water (mercury) , at the concentration of 0.2 mg/L Hg and,
HgCL
50
= dilution water, at the concentration of mercury 0.2 mg /L Hg. The results showed
low mortality of the exposed fish to the Barra Bonita’s and Bariri’s reservoir sediment and
low contamination with mercury on this compartment. At the end of this experiment, the
exposed fishes showed lows levels of Hg bioaccumulation. The analysis of the treatment
SHgCL
50
showed that sediment adsorved part of mercury contained in the “water column”,
wich could be noticed by the bioaccumulation results, as the fishes of this treatment showed
low Hg levels when compared with the treatment of concentration 0.2 mg/L of Hg (absence of
sediment). It seemed that sediment play a role of a Hg filter. Apparently, the sediment satured
with Hg (treatment SSHg) did not contaminante the water colunm, as analysis in the sediment
after and before the experiment showed no differences in the Hg concentration, and the fishes
exposed to this treatment accumulated low levels of Hg.
3
1-Introdução
A aqüicultura atual do Brasil, como uma atividade economicamente emergente,
encontra-se inteiramente dependente dos ecossistemas nos quais está inserida (VALENTI et
al., 2000). Os peixes vivem em contato estreito com o seu meio e, por isso, são afetados pelas
mudanças causadas por diferentes agentes físicos, químicos e biológicos. Assim, a exploração
econômica de qualquer espécie requer conhecimentos básicos dos principais fatores que
direta ou indiretamente estejam ligados ao ambiente
.
Uma das ferramentas úteis para avaliar os danos causados pelos contaminantes
ambientais são os testes de toxicidade. Os testes de toxicidade com organismos aquáticos em
condições de laboratório possibilitam a mensuração dos efeitos dos produtos tóxicos sobre a
biota e a estimativa dos riscos de intoxicação ao ambiente. Para efeito de monitoramento de
um corpo d’água possivelmente contaminado com substâncias tóxicas, os testes de toxicidade
mais utilizados são os de avaliação da toxicidade aguda e crônica. (RAND e PETROCELLI,
1985).
No entanto, o monitoramento de ecossistemas aquáticos não deve estar limitado ao
compartimento água, mas também deve incluir o sedimento, já que este compartimento, uma
vez contaminado, pode se tornar fonte de diversas substâncias tóxicas, liberando-as para a
coluna d’água através de fatores físicos químicos e biológicos. Os testes de toxicidade com
sedimento permitem avaliar em organismos aquáticos o efeito interativo de misturas
complexas presentes no sedimento. Estes testes medem, portanto, os efeitos tóxicos das
frações deslocáveis presentes nos sedimentos, em condições controladas em laboratório ou
através de testes de campo (REYNOLDSON e DAY, 1993).
Dentre os diversos organismos utilizados para testes de toxicidade estão os peixes.
Bioensaios com peixes permitem estudar, sob condições controladas, alguns parâmetros
como mortalidade, alterações comportamentais e danos nos tecidos ou células, podendo
4
ajudar a predizer alguns efeitos de contaminantes em ecossistemas aquáticos naturais
(OLIVEIRA-RIBEIRO et al., 1996).
A tilápia apresenta grande potencial industrial, devido a suas características
zootécnicas e a alta qualidade de sua carne e por apresentar boa aceitação pelo mercado
consumidor. Atualmente é explorada em 22 Estados do Brasil, exceção feita apenas para
alguns Estados da Região Norte (OSTRENSKY et al., 2000).
O peixe ornamental Danio rerio popularmente conhecido como paulistinha é uma
espécie de pequeno porte, muito apreciada entre os aquariofilistas. Esta espécie tem sido
amplamente utilizada para realização de testes de toxicidade (KARLSSON-NORRGREN e
RUNN, 1985; KARLSSON-NORRGREN et al., 1985; FRACÁCIO et al., 2003).
Em trabalhos realizados nos rios Piracicaba (FALÓTICO et al., 1999) e Tiête
(CETESB, 1985a) formadores das represas de Barra Bonita e Bariri, o mercúrio já foi
identificado em todos os compartimentos, ou seja, água, sedimento e biota. Segundo
SHANKER et al. (1996), rios que recebem grande carga de poluentes por estarem localizados
próximos a grandes centros urbanos e áreas com atividade agrícolas e industriais, podem ser
considerados uma fonte potencial de mercúrio. Esta é a situação dos rios Piracicaba e Tietê.
No trecho do rio Tietê que abrange as represas de Barra Bonita e Bariri, as indústrias
não são numerosas, sendo as existentes relacionadas aos ramos de fiação e tecelagem,
abatedouros e engenhos de aguardente. Existem na região duas indústrias de papel e celulose
e três usinas de açúcar e ou álcool (CETESB, 1985b). Porém, a maior contribuição de
poluentes lançados diretamente no rio Tietê é de origem doméstica, cerca de 70% (CETESB,
1991b).
No que se refere às fontes potenciais de poluentes, de uma forma geral, além de esgotos
domésticos e industriais, a poluição por agroquímicos também é importante, já que 22% da
bacia do rio Tietê é utilizada para cultivo de produtos de alta demanda de aplicação de
5
defensivos agrícolas e fertilizantes, tais como a cana-de-açúcar, café, além de frutas e hortaliças
(CETESB, 1991-a).
O rio Piracicaba, além de abranger centros urbanos como Campinas, Limeira e
Americana, abrigam importantes parques fabris do Estado, recebe efluentes de indústrias
como as de papel e celulose, alimentícias, têxtil, curtumes, metalúrgicas, químicas e a
refinaria petroquímica de Paulínia (CETESB, 1991-a). Ao longo de seu curso, o rio
Piracicaba recebe contribuições de vários rios e ribeirões, transportadores de esgotos e de
diversos poluentes inorgânicos (CETESB,1991-a). O produto agrícola mais significativo
nesta região é a cana-de-açúcar, seguida pelo café, fruticultura e milho (CETESB, 1991-b).
A contaminação desses ambientes pode ter acontecido pelo uso de fertilizantes contendo
quantidades não determinadas de mercúrio e fungicidas mercuriais, atualmente com seu uso
proibido. Segundo a EPA (1999) descargas de efluentes industriais, principalmente de
indústrias de celulose e papel, curtumes e manufatura de produtos químicos, são fontes de
mercúrio para o ambiente aquático, além da deposição natural do metal proveniente da sua
liberação das rochas e dos solos.
6
2-Revisão Bibliográfica
2.1-Mercúrio
O mercúrio vem sendo usado pelo homem desde longa data. Levantamentos revelam
que, desde épocas pré-históricas, este metal tem sido usado como agente corante em tintas,
nas pinturas em objetos de argila e pinturas faciais (CETESB, 1984).
A contaminação do mercúrio e os seus efeitos no ambiente e no homem só se tornaram
uma preocupação real depois dos acidentes de Minamata e Niigata no Japão, durante os anos
50-60. Os pescadores de Minamata, em 1953, juntamente com outros consumidores de peixes,
começaram a sofrer de encefalopatia aguda, cujos sintomas e sinais principais eram restrição
no campo visual, surdez neurológica, ataxia, inibição motora, tremores e diminuição da
sensibilidade. Somente em 1959 foi descoberto que o envenenamento era devido à contaminação
dessa região por metilmercúrio. Em 1964, nova epidemia se desenvolveu em Niigata, com seis
casos fatais (EYSINK et al., 1988).
Com referência a Minamata, verificou-se que a população ingeria peixes e moluscos
contaminados por mercúrio, cujo teor variava de 10 a 50 µg/g (EPA. 1972). Os pescadores
intoxicados revelaram ter se alimentado de peixes até três vezes ao dia. Calculou-se que a
ingestão de mercúrio, nos casos fatais, foi da ordem de 1,64 mg/pessoa/dia (OMS, 1974).
No Brasil, acidentes envolvendo mercúrio vêm ocorrendo periodicamente,
comprometendo seriamente o ambiente aquático. O lançamento contínuo de mercúrio na
enseada dos Tainheiros, na Bahia, em 1975, contaminou peixes e crustáceos na região, os
quais eram consumidos pela população local (CETESB, 1983). A contaminação do rio
Botafogo, em Pernambuco, provocada pelos efluentes da indústria Igarassu (produtora de
cloro e soda), além de comprometer a água e o sedimento daquele corpo de água, atingiu
também o estuário e o canal de Santa Cruz. Conseqüência desta contaminação por mercúrio:
54% da fauna aquática atingiram níveis acima dos limites permissíveis para o consumo
7
humano (CETESB, 1981). Atualmente, as áreas mais atingidas, sem dúvida, são os locais
onde se pratica garimpo de ouro, principalmente nos rios amazônicos.
O mercúrio pode ocorrer naturalmente no ambiente e os processos de emissão natural
deste metal incluem: desgastes de depósitos minerais, emissões vulcânicas e queima de
florestas (NRIAGU, 1989; LINDQVIST et al., 1991; NRIAGU 1994; CAMARGO, 2002).
Este metal pode ainda, ser liberado por atividades humanas, como descargas de efluentes
industriais, resíduos de mineração e queima de combustíveis.
O mercúrio é distinto em duas classes de compostos: inorgânicos, na forma metálica
ou elementar (Hg
0
), mercúrio I (Hg
1+
) e mercúrio II (Hg
2+
), estados nos quais o átomo de
mercúrio perde um e dois elétrons, respectivamente; e orgânicos: o mercúrio é ligado ao
átomo de carbono de um grupo metil, etil ou propil (WHO, 1989).
Nesta biotransformação o metal é encontrado no sedimento (lodo) sob a forma de
Hg1
+
em equilíbrio com a forma Hg
2+
. Na forma Hg1
+
sofre ação bacteriana sendo convertido
em mercúrio metálico, que é volátil e permanece no sedimento ou em metilmercúrio, que é
altamente tóxico e se acumula na cadeia alimentar. Esta transformação do íon mercúrio em
metilmercúrio se faz por intermédio de processos metabólicos com a participação da vitamina
B
12
. As bactérias permitem a transferência do grupamento metil da vitamina B
12
ao mercúrio,
formando dimetil-mercúrio, que abandonando o sedimento é convertido sob a ação dos raios
ultravioleta em metano, etano e mercúrio metálico, o qual retorna ao sedimento (Figura 1).
8
Figura 1-Ciclo do Mercúrio no ambiente
JACOBS e KEENEY (apud RADA et al., 1986), em um estudo efetuado no rio
Wisconsin, levantaram a hipótese de que ocorria alta transformação de mercúrio em
metilmercúrio em sedimentos mais ácidos e que continham altas quantidades de matéria
orgânica. CALLISTER e WINFREY (1986), em estudo sobre a metilação no sedimento,
constataram que a metilação acontece nos primeiros 4cm de fundo do sedimento, decaindo à
medida que aumenta a profundidade. Os autores referidos anteriormente, através de mercúrio
radioativo chegaram ainda, às seguintes conclusões: a temperatura influi na metilação, sendo
9
que a máxima metilação ocorre a 35
o
C e a mínima a 4
o
C, em sedimentos organicamente ricos
ocorre maior metilação que em sedimentos pouco eutrofizados, o processo ocorre com menos
intensidade em ambientes aeróbicos que em ambientes anaeróbicos.
BERMAN e BARTHA (1986) observaram que altas concentrações de sulfeto inibem a
atividade de metilação do mercúrio. Nessas condições, o mercúrio fica aderido ao enxofre, o
que diminui a possibilidade do metal ser incorporado à biota.
Os peixes e organismos aquáticos em geral acumulam Hg em seu corpo diretamente
da água, através da cadeia alimentar e sedimento (WREN et al., 1995). Os peixes podem
absorver tanto mercúrio orgânico quanto inorgânico, mas a maior parte do Hg (cerca de 85%)
acumulado nos tecidos dos peixes encontra-se como metilmercúrio (SPRY e WIENER, 1991).
KRAMER e NEIDHART (1975) demonstraram que metilmercúrio foi absorvido pelo peixe
Lebistes reticulatus 17 vezes mais do que mercúrio inorgânico. A parede do intestino dos
peixes é uma barreira efetiva para o cloreto de Hg, mas é permeável ao metilmercúrio
(BOENING, 2000). Além disso, a perda de Hg inorgânico pelo peixe é muito rápida,
enquanto a eliminação de metilmercúrio é na ordem de meses ou anos (WHO, 1989). Todos
esses fatores contribuem para que os peixes acumulem mais metilmercúrio.
A biometilação de compostos de Hg inorgânico no sedimento e a acumulação de Hg
orgânico em animais conduzem seus efeitos deletérios até os animais de níveis tróficos
superiores (WALDOCK, 1994). Quando os organismos são expostos à contaminação por Hg,
a concentração deste elemento acumula de acordo com a posição do animal na cadeia trófica
(biomagnificação).
O conteúdo de Hg nos peixes é particularmente importante, porque este é o primeiro
caminho da contaminação do homem, que os consome (GRAY et al., 2000). A quantidade
acumulada nos peixes depende do alimento ingerido, da idade, do tamanho e, principalmente,
do seu nível trófico, uma vez que ocorre um acúmulo maior de mercúrio em peixes
10
predadores (HOLSBEEK et al., 1997 e SOUZA e BARBOSA, 2000). WATRAS et al. (1998)
acrescentam que condições exógenas como a concentração de mercúrio, pH, quantidade de
matéria orgânica e temperatura da água determinam a bioacumulação desse metal pesado no
ecossistema e nos peixes. O tempo de exposição e a taxa de metabolismo ou eliminação do
tecido também influenciam nesse processo (OLSON et al. 1978).
A influência do pH na bioacumulação foi demonstrada por WREN e
MACCRIMMON, (1983) em peixes coletados no centro-sul de Ontário. A taxa de
crescimento e a concentração de mercúrio total no tecido muscular foram determinadas em
Lepomis gibbosus. A média do pH da água variou entre 5,6 e 8,4. A taxa de crescimento foi
relacionada positivamente com o pH do lago, enquanto o nível de mercúrio no peixe foi mais
alto em pH baixo, mostrando que a redução no pH aumenta a absorção de mercúrio pelo
peixe. A dureza da água também influencia a toxicidade do mercúrio, RODGERS e
BEAMISH (1982) demonstraram que a absorção de metilmercúrio por trutas foi menor com
dureza da água de 385 mg CaCO
3
/L do que com 30 mg CaCO
3
/L.
A presença do mercúrio no peixe causa alterações indesejadas à saúde do animal,
como a inibição dos processos metabólicos, baixa fecundidade, pequena taxa de sobrevivência
e alteração da imunidade celular e humoral (MIKRYAKOV e LAPIROVA, 1996). A
intoxicação resulta em severos danos histológicos nas brânquias, nos hepatócitos e no epitélio
renal (BANO e HASAN, 1990 e PANDEY et al., 1996). Em relação aos sinais clínicos
BOLDRINI e PÁDUA (1983) descreveram rigidez do corpo, movimento lento, perda de
equilíbrio, asfixia e finalmente morte. (MENEZES e YANCEY, 1991).
2.2 Testes de toxicidade com sedimento
Os compostos químicos podem existir nos ecossistemas aquáticos disponíveis sobre
três formas: dissolvidos ou adsorvidos em um componente biótico ou abiótico, suspenso na
11
coluna de água ou depositado no fundo e ainda acumulado nos organismos. Metais pesados,
tais como mercúrio, tendem a se acumular no sedimento, onde poderão ser mobilizados
através de fatores físicos e químicos do meio através dos diversos componentes da cadeia
trófica, ocasionando sua bioconcentração (RAND e PETROCELLI, 1985).
O sedimento é um material particulado natural, orgânico ou mineral, que normalmente
pode ser transportado e depositado no fundo de ecossistemas aquáticos. Uma das funções do
sedimento é agir como depósito para contaminantes da água, fixando e removendo espécies
químicas, entre as quais são encontrados elementos nocivos ao homem e à natureza
(CIHACEK et al., 1996).
Muitos contaminantes são relativamente insolúveis em água e se agregam a partículas
suspensas de matéria orgânica, que geralmente se depositam no sedimento. Como
conseqüência muitos sedimentos contêm maior concentração de contaminantes que a própria
água.
A contaminação do sedimento pode ter efeito detrimental em um ecossistema. Alguns
deles são evidentes, outros mais discretos ou desconhecidos. Por exemplo, a comunidade de
invertebrados bênticos pode ser totalmente perdida ou então transformada em espécies
tolerantes à poluição. Estas espécies tolerantes processam uma variedade de matéria e seus
produtos metabólicos podem ser diferentes. Tais diferenças podem alterar funções do
ecossistema como fluxo de energia, processos de produtividade e decomposição. A perda de
qualquer comunidade biológica pode indiretamente afetar outros componentes do
ecossistema. Por exemplo, se uma comunidade bêntica é alterada, o ciclo de nitrogênio pode
ser afetado, de uma maneira que formas de nitrogênio necessárias para espécies
fitoplânctonicas chaves não sejam produzidas e o fitoplâncton pode ser substituído por
cianobactérias capazes de fixar nitrogênio. A produção de neuro e hepatotoxinas pelas
cianobactérias pode afetar peixes herbívoros (CARMICHAEL, 1981).
12
Outros efeitos dos sedimentos contaminados podem ser mais diretos, como observado
no “Great lake” - EUA, onde peixes predadores de topo estavam altamente contaminados, por
alimentarem-se de peixes e invertebrados bentônicos, que estavam carregados com sedimento
associado a poluentes como, PAHs, PCB, mercúrio e pesticidas (BURTON e
MAcPHERSON, 1995).
Embora o sedimento possa ser considerado o último depósito para os contaminantes
do ambiente aquático, nele podem ocorrer processos físicos, químicos, biológicos e também
antropogênicos originando uma fonte secundária de contaminação da água. Por exemplo,
pode ocorrer ressuspenção por ação física de ondas liberando as partículas para a coluna
d’água. Através de processos químicos na interface sedimento-água as partículas de água
intersticial podem produzir um gradiente de concentração que media a liberação de materiais.
A bioturbação causada por invertebrados bênticos durante a atividade de escavação e ingestão
de partículas, pode causar a reliberação de contaminantes para a coluna d’água. A
Biomagnificação na cadeia alimentar também pode resultar na redistribuição de poluentes
dentro do ecossistema. Atividade de dragagem pode ter um efeito no sedimento contaminado,
iniciando a ressuspenção dos poluentes para a coluna d’água e cadeia alimentar. Alguns
desses processos podem produzir efeitos ecotoxicológicos, os quais agem a nível celular,
população e ou comunidade (REYNOLDSON e DAY, 1993).
Com relação à contaminação do sedimento, é crítico selecionar procedimentos que
possam identificar problemas relacionados à toxicidade deste compartimento, que avaliem sua
significância, identifique ações de prevenção e determinem o sucesso desse controle. Tais
procedimentos devem ser baseados em princípios básicos de proteção da integridade
ecológica do ambiente e devem utilizar medidas biológicas e testes para avaliar tais impactos.
Protocolos para definir a necessidade e o sucesso do manejo preventivo e ações de
remediação também devem ser levados em consideração (REYNOLDSON e DAY, 1993).
13
Os testes de toxicidade com organismos aquáticos em condições de laboratório
possibilitam a mensuração dos efeitos dos produtos tóxicos sobre a biota e a estimativa dos
riscos de intoxicação ao ambiente. Para efeito de monitoramento de ambientes aquáticos
possivelmente contaminado com substâncias tóxicas, os testes de toxicidade mais utilizados
são os de avaliação da toxicidade aguda e crônica. Nos testes de toxicidade aguda os
organismos são expostos aos agentes tóxicos por curto período de tempo, determinando-se a
concentração letal média (CL
50
). Nos testes de toxicidade crônica o tempo de exposição
envolve períodos mais longos com concentrações sub-letais, no qual se avaliam parâmetros
como comportamento, alterações fisiológicas e morfológicas. Assim, o impacto dos poluentes
sobre os organismos aquáticos pode ser estimado e monitorado por testes de toxicidade em
condições de laboratório (RAND e PETROCELLI, 1985).
Testes de laboratórios (bioensaios com sedimentos) estimam a quantidade de material
biologicamente ativo que podem ter efeito deletério nos organismos-teste. As vantagens
dessas medidas são: a disponibilidade de metodologias padronizadas, comparação de espécies
de diferentes níveis tróficos, e evidência direta do sedimento como o agente de toxicidade
(REYNOLDSON e DAY, 1993).
Em testes de toxicidade utilizando sedimento, a avaliação dos efeitos dos
contaminantes vai além de efeitos agudos, como a mortalidade. Efeitos crônicos podem
mostrar os danos que os organismos sofrem, já que os contaminantes afetam estruturas e
órgãos, comprometendo o organismo ou mesmo a comunidade. Vários marcadores
(bioquímicos, fisiológicos e histológicos) podem ser usados para avaliar os efeitos de
determinados poluentes no ecossistema aquático. O aumento no interesse pelo uso de
biomarcadores é devido a sua sensibilidade, já que algumas alterações são específicas para um
contaminante ou uma classe de contaminantes, e também devido a sua fácil utilização tanto
em laboratório quanto em estudo de campo.
14
Entre os vários marcadores, as análises histológicas de diferentes órgãos podem
indicar resposta biológica diante de uma situação desfavorável, já que freqüentemente a
exposição prolongada dos organismos a agentes tóxicos pode não provocar diretamente sua
morte, mas afetar a estrutura e a função de órgãos vitais, pondo em risco o individuo a
população e, algumas vezes, a espécie (POLEKSIC e MITROVIC-TUTUNDZC, 1994; AU.
et al., 1999). Segundo WESTER e ROGHAIR (1994), o estudo histopatológico pode revelar
efeitos tóxicos estruturais específicos em vários órgãos de pequenos peixes utilizados
experimentalmente em laboratório. Quando as alterações ocorrem em organismos expostos a
uma amostra do ambiente, ela confirma a degradação da área (EWALD, 1995). Portanto,
estudos histopatológicos consistem em uma ferramenta útil para avaliar o efeito desses
contaminantes nos ambientes aquáticos.
2.3-Peixes como organismos-teste
Os peixes atuam como importante recurso ao exercer a função de bioindicadores de
áreas possivelmente contaminadas e, entre os contaminantes, pode estar o mercúrio de origem
natural e artificial (PORVARI, 1995 e HYLANDER et al., 2000). Estes organismos têm sido
utilizados para testes de toxicidade de efluentes e são considerados organismos padrão para
testes de toxicidade aguda, assim como para testes de toxicidade crônica. Porém, até o
presente, os peixes não têm sido muito utilizados para testes de toxicidade aguda ou crônica
com sedimento (REYNOLDSON e DAY, 1993).
A importância de peixes de água doce em ecotoxicologia é tanto ecológica quanto
econômica. Os peixes, em sua maioria, não vivem em contato direto com o sedimento, não
tendo a princípio a mesma importância de invertebrados bentônicos na avaliação da
toxicidade do sedimento. No entanto, os contaminantes presentes nos sedimentos podem
passar para a coluna d’água pela ação de fatores físicos, químicos e biológicos, e atingirem os
15
peixes. O fato dos peixes, principalmente os carnívoros, apresentarem níveis tróficos elevados
entre os organismos aquáticos, faz com que estes animais, através da cadeia alimentar,
acumulem altos teores de substâncias por biomagnificação. CHAPMAN et al. (1986)
estudando Pimephales promelas, a mais freqüente espécie de peixe utilizada em testes de
toxicidade em sedimento de águas doce no hemisfério norte, exposta ao sedimento
observaram completa mortalidade das larvas, enquanto o microcrustáceo Daphnia magna,
apresentou apenas 3% de mortalidade, o que mostra a sensibilidade diferencial desses
organismos.
3. Objetivos
Este trabalho teve por objetivo avaliar a toxicidade dos sedimentos das represas de
Barra Bonita e Bariri, SP, através da realização de bioensaios, utilizando os peixes Danio
rerio e Oreochromis niloticus como organismos-teste, e como indicadores os índices de
sobrevivência, bioacumulação nos peixes e análises histopatológicas.
Avaliar a contaminação dos sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri quanto à
presença de mercúrio.
Analisar o sedimento, como depósito (adsorção) e fonte (dessorção) de mercúrio,
através de testes de toxicidade com sedimento experimentalmente contaminado.
16
4. Material e Métodos
4.1-Descrição Geral
Os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri (Figura 2) foram coletados em
duas épocas, na estação chuvosa e estação seca. Os exemplares de Oreochromis niloticus e
Danio rerio foram expostos a esses sedimentos durante sete dias para verificar a toxicidade
dos mesmos. Além do sedimento das represas foi avaliado o papel que o sedimento exerce
como depósito de poluentes. Nesse sentido os peixes foram expostos a concentração 0,2 mg/L
Hg, em duas condições diferentes, na presença e ausência de sedimento. Em um outro
tratamento os peixes foram expostos a um sedimento saturado com 1,0mg/g de Hg, para
avaliar a liberação desse Hg para a coluna d’água, tornando o sedimento a fonte do poluente.
A toxicidade dos sedimentos foi avaliada através da mortalidade, análise do conteúdo
de mercúrio no sedimento e nos peixes e ainda através de análises histopatológicas.
17
Figura 2. Mapa localizando os pontos onde os sedimentos foram amostrados nas represa de
Barra Bonita e Bariri (no presente trabalho foram coletado sedimentos do ponto 2 de Bariri e
pontos 3 e 4 de Barra Bonita) (MARCONDES, 2004)
4.2. Caracterização da área de estudo
4.2.1 Represa de Barra Bonita
A represa de Barra Bonita (Figura 3) pertence às sub-bacias de Piracicaba-Capivari-
Jundiai, é a maior e uma das mais importantes represas de usinas hidrelétricas de São Paulo.
Está localizada a 22
o
29’ latitude sul e 48
o
34’ longitude oeste, com altitude de 430m, volume
de água de 200x10
6
m
3
e área inundada de 32.484 ha (TUNDISI, 1980). A principal finalidade
desta represa é a geração de energia, embora seja também utilizada para irrigação,
piscicultura, abastecimento e recreação.
O uso do solo da sub-bacia Tiête Médio-Superior se divide entre os típicos de áreas
urbanas e de atividades rurais (plantações de cana de açúcar, café, cítricos, hortaliças e
atividades granjeiras). As atividades industriais poluentes são as indústrias têxteis,
18
alimentícias, de papel e papelão, abatedouros, engenhos e cana de açúcar e álcool. A água dos
rios é utilizada para abastecimento público, abastecimento industrial e lançamentos de
efluentes industriais (CETESB, 2001a).
Figura 3. Vista da represa de Barra Bonita, Barra Bonita, SP
4.2.2 Represa de Bariri
A represa de Bariri (Figura 4) pertence à sub-bacia Tietê-Jacaré, localiza-se a
22
o
6’latitude sul e 48
o
45’longitude oeste, apresenta altitude de 442m, volume de água de
1.330x10
6
m
3
e área inundada de 5.420 ha (TUNDISI, 1980). Faz parte do complexo de
barragens construído em série (sistema de cascatas), no centro-oeste do estado de São Paulo.
A principal finalidade da represa não é a geração de energia, mas sim para contenção.
O uso do solo na região é caracterizado por atividades urbanas, industriais e
agropecuárias, com grandes áreas de pastagens e de culturas agrícolas (cana de açúcar, café,
19
milho e citrus). As atividades industriais principais são as usinas de açúcar e álcool, engenho,
curtumes e industrias alimentícia (CETESB, 2001b).
Figura 4-Vista da represa de Bariri, Bariri, SP
4.2.3 Local provedor do sedimento controle
O sedimento controle foi coletado no sítio São Bom Jesus, localizado na cidade de
Itatiba, SP. O lago provedor do sedimento possui nascente própria, estando livre de
contaminação por atividades agropecuárias, industriais ou urbanas, sendo, portanto
considerado de boa qualidade (Figura 5).
20
Figura 5. Lago provedor do sedimento controle, sítio São Bom Jesus, Itatiba, SP
4.3 Coleta do Sedimento
Os sedimentos das duas represas, bem como o sedimento controle foram amostrados
no período de chuva-março de 2004 (Experimento 1) e no período de seca-agosto de 2004
(Experimento 2), utilizando-se draga do tipo Eckman-Birge, com área de 225 cm
2
. Na Figura
6 são apresentados os dados de precipitação mensal na região das represas no ano de 2004,
quando ocorreram as coletas dos sedimentos.
21
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Ja
n
eiro
Fevereiro
Ma
r
ço
Abri
l
Mai
o
Junho
J
u
lho
A
g
ost
o
Set
e
mbro
Outu
b
ro
No
v
embr
o
Dezemb
r
o
meses
precipitação (mm
3
)
Barra Bonita
Bariri
*
**
Figura 6-Precipitação mensal nas represas de Barra Bonita e Bariri, SP, no ano de 2004. * coleta do sedimento
para o experimento 1; ** coleta do sedimento para o experimento 2.
A granulometria dos sedimentos de Barra Bonita, Bariri e sedimento controle estão
apresentados nas Figuras 7 e 8. Os pontos de coleta do sedimento da represa de Barra Bonita
foram diferentes nos dois períodos amostrados, devido a problemas de campo, o que refletiu
na granulometria. No experimento 1 o sedimento de Barra Bonita foi formado basicamente
por silte e argila e mo experimento 2 por areia. Na represa de Bariri e no lago controle os
pontos de coleta foram os mesmos nos dois experimentos.
As amostras de sedimento foram armazenadas sob baixa temperatura (4
0
C), e a
realização dos bioensaios de toxicidade não ultrapassou o tempo máximo de seis semanas
após a coleta do material, segundo recomendação de BURTON (1992).
22
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
SC SBB SBI
Tratamentos
Silte + Argila
Areia Total
Figura 7- Granulometria dos sedimentos das represas de Barra Bonita, Bariri e sedimento controle, no
EXPERIMENTO 1. SC: Sedimento Controle; SBB: sedimento de Barra Bonita; SBI: sedimento de Bariri
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
SC SBB SBI
tratamentos
Silte + Argila
Areia Total
Figura 8
-
Granulometria dos sedimentos das represas de Barra Bonita, Bariri e sedimento controle, no
EXPERIMENTO 2. SC: Sedimento Controle; SBB: sedimento de Barra Bonita; SBI: sedimento de Bariri
4.4 Caracterização dos organismos-teste
Os peixes utilizados nos experimentos foram alevinos de tilápia, Oreochromis
niloticus (Figura 9) provenientes de piscicultura comercial. Esta espécie foi escolhida por ser
abundante na região de estudo, além de ser encontrada pisculturas durante o ano todo.
Também o peixe ornamental paulistinha, Danio rerio (Figura 10), igualmente obtido de
23
estabelecimento comercial, esta espécie é considerada padrão em testes de toxicidade. Os
pesos médios e comprimento total dos peixes estão registrados na Tabela 1.
Tabela 1-Comprimento total (CT) e peso médio (PM) dos peixes utilizados nos experimentos
Experimento 1 Experimento 2
CT (cm) PM (g) CT(cm) PM (g)
Danio rerio
3,30 ± 0,34 0,30 ± 0,06 3,10 ± 0,21 0,33 ± 0,09
Oreochromis
niloticus
2,70 ± 0,27 0,30 ± 0,09 3,40 ± 0,21 0,74 ± 0,13
Figura 9- Oreochromis niloticus, organismo-teste utilizado nos experimentos com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e de sedimentos experimentalmente
contaminados com Hg
24
Figura 10- Danio rerio, organismo-teste utilizado nos experimentos com os sedimentos das represas
de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
4.5 Bioensaios (testes de toxicidade)
4.5.1 Delineamento Experimental
O experimento foi conduzido com sete tratamentos e cinco réplicas simultâneas
descritas a seguir e esquematizado na Figura 11:
C = Controle (somente água, sem sedimento)
SC = sedimento controle
SBB = sedimento da represa de Barra Bonita (SP)
SBI = sedimento da represa de Bariri (SP)
SSHg = sedimento controle, experimentalmente contaminado com 1,0 mg/L de Hg (vide item 4.5.2)
25
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em contato constante com água contaminada com
mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L, determinada em estudos anteriores
(vide item 4.5.2)
HgCL
50
= água contaminada com mercúrio na concentração letal média (0,2 mg/L).
Figura 11-Esquema de montagem dos experimentos com sedimento
4.5.2 Contaminação experimental dos sedimentos
Para a contaminação do tratamento SSHg o sedimento controle foi saturado e
permaneceu em solução com concentração de 1,0mg/L de Hg, por um período de 24 horas.
26
Durante esse período o sedimento foi homogeneizado, e após 24 horas o sedimento foi lavado
com água deionizada e o excesso de água foi retirado. A concentração 0,2 mg/L de mercúrio
utilizada em dois dos tratamentos é a CL
50-96h
determinada por ISHIKAWA (2003) para
Oreochromis niloticus. Em todos os tratamentos com adição de mercúrio foi utilizado o
produto químico Cloreto de Mercúrio (HgCl
2
) do laboratório Sinth
®
.
4.5.3 Condução dos Bioensaios
A metodologia para condução de bioensaios foi padronizada de acordo com as
recomendações expressas por Standard Methods for the Examination of Walter and
Wastewater – APHA et al. (1998), e também por BURTON (1992) para testes de toxicidade
com sedimento.
Os experimentos foram conduzidos no Laboratório de Patologia de Organismos
Aquáticos do Instituto de Pesca, no município de São Paulo. Antes do início do experimento
os peixes foram aclimatados por dez dias nas mesmas condições de laboratório em que se
realizou o experimento. As tilápias permaneceram em caixas de 250 L e os paulistinhas em
aquários de 40 L. Durante este período, os animais ficaram em observação para se determinar
possíveis doenças, presença de parasitos ou danos físicos.
A água de abastecimento urbano foi utilizada como fonte de água de diluição em todos
os experimentos. O cloro residual desta fonte foi eliminado através do processo de filtragem
(filtros tipo cuno em duas séries de substrato de carvão), seguido de forte aeração.
Os testes de toxicidade foram realizados em béqueres de 600ml providos de 100 g de
sedimento e 400mL de água de diluição, na proporção 1:4 (sedimento:água), conforme
recomendação de BURTON (1992). Os béqueres possuíam aeração artificial (Figura 12) e
foram povoados com seis peixes em cada unidade. Durante o período experimental os peixes
foram alimentados diariamente, “ad libitum”, com ração comercial floculada. O sistema
27
utilizado foi o semi-estático, com troca de 1/3 da água a cada 24 horas. A água utilizada para
a substituição dos tratamentos com a concentração 0,2 mg/L de Hg foi preparada
anteriormente à troca e mantida como solução estoque na mesma concentração. Para os outros
tratamentos, a substituição foi realizada com água de diluição (sem Hg). O teste foi conduzido
por sete dias.
28
Figura 12. Disposição das unidades experimentais utilizadas no bioensaio com sedimento das
represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
A = Bateria de béqueres. B = Béquer com tilápia (O. niloticus). C = Béquer com paulistinha (D.
rerio)
4.5.4 Variáveis físicas e químicas da água
As seguintes variáveis físicas e químicas da água foram determinadas no início e a
cada 24 horas, durante os experimentos: temperatura, oxigênio dissolvido, pH e condutividade
elétrica. A determinação da dureza foi realizada pelo método titulométrico do EDTA,
A
B
C
29
alcalinidade (mg CaCO
3
/L) por titulometria e amônia total (mg NH
4
/L) pelo método
colorimétrico do reagente de Nessler. Estas determinações foram realizadas no início do
experimento e ao final de sete dias. A mortalidade foi registrada a cada 24 horas e os
indivíduos mortos retirados dos béqueres.
4.6 Análise de teores de Hg
4.6.1 Sedimento
Para a determinação da concentração de Hg nos sedimentos, os mesmos foram secos
em estufa, não ultrapassando 40
o
C, por aproximadamente 15 dias. Depois de secos os
sedimento foram triturados, utilizando cadinho e pistilo. Para a extração do Hg foram
utilizados 500 mg de sedimento por amostra. A mistura digestora utilizada foi 5 mL de água
régia (3HCl:1HNO
3
) em cada amostra . As análises foram feitas em triplicata. A extração foi
feita em bloco digestor (sistema aberto) por, aproximadamente, uma hora à temperatura de
100
o
C. Em seguida, adicionou-se 2 mL de água deionizada. As amostras voltaram ao bloco
digestor por mais uma hora na mesma temperatura. A determinação do Hg total foi realizada
com o espectrofotômetro de fluorescência atômica Merlin
®
. Os dados estão expressos em mg
de peso seco de solo.
4.6.2 Água
Para a determinação das concentrações de Hg em todos os tratamentos, amostras de
água dos diferentes tratamentos foram coletadas no primeiro, quarto e sétimo dias. As
amostras foram conservadas com 1mL de ácido nítrico e mantidas em geladeira até o
momento da análise.
A análise da água foi realizada em sistema aberto (bloco digestor) adicionando-se 1mL
da solução HNO
3
:H2SO
4
(1:1). Essa mistura foi aquecida por uma hora a 60
o
C. Depois de
30
esfriada, 1 mL de KMnO
4
6% foi acrescentado à mistura. Após uma hora, algumas gotas de
hidroxilamina foram adicionadas para reduzir o KMnO
4
e o volume foi completado a 50mL
com água deionizada, seguindo-se à determinação do Hg total no espectrofotômetro de
fluorescência atômica Merlin
®
.
4.6.3 Peixes
Os peixes foram coletados no final do experimento, acondicionados em filme plástico
e congelados para posterior análise. Antes do início do experimento, alguns exemplares (pré
exposição) também foram separados para análise, que foi chamada de amostra do momento
zero (MZ). Para a determinação da concentração de Hg acumulada no corpo inteiro dos
organismos os peixes foram macerados e homogeneizados, com o auxilio de cadinho e pistilo.
A digestão foi feita retirando-se dessa massa de peixe uma alíquota de 250 mg, sendo as
análises realizadas em triplicata. A mistura digestora usada foi 1,5 mL de ácido sulfúrico
(H
2
SO
4
) e 3,5 mL de HNO
3
destilado concentrado. A digestão das amostras foi realizada em
bloco digestor (sistema aberto) por aproximadamente, 8 horas à temperatura de 100
o
C. Após a
digestão, acrescentou-se 2,5 mL de BrCl, feita a redução com hidroxilamina e o volume
completado a 50mL com água deionizada. A determinação do Hg total foi feita no
espectrofotômetro de fluorescência atômica Merlin
®
. Os dados estão expressos em µg/g de
peso úmido.
4.7 Análises Histopatológicas
Ao final do experimento, 10 peixes de cada tratamento, tanto de D. rerio quanto de O.
niloticus, foram sacrificados para análises histopatológicas. Os exemplares foram fixados
inteiros em formol 10% por 24 horas à temperatura ambiente e posteriormente, transferido
para álcool 70% e armazenados em frascos. Foram realizados cortes longitudinais ao longo do
31
corpo do animal e processados para a inclusão em parafina. Os cortes histológicos realizados
foram de 6 µm de espessura, corados pela técnica de hematoxilina-eosina e analisados sob
microscópio de luz comum.
4.8 Análises Estatísticas
Para verificar diferenças entre mais de dois tratamentos foi realizada análise de variância
(ANOVA) e teste “t” de student para verificar diferenças entre dois tratamentos. Os resultados
foram considerados significativos quando p<0,05 (ZAR, 1996).
32
5. Resultados e Discussão
5.1 Variáveis físicas e químicas da água do experimento de toxicidade
Neste trabalho não foram observadas alterações nas variáveis físicas e químicas da
água entre os diferentes tratamentos e ao longo do experimento (Tabelas 2, 3, 4 e 5), que
pudessem interferir nos resultados de mortalidade, estando todos dentro do limite estabelecido
para conservação da vida aquática (BOYD, 1982). No experimento 2, a temperatura média foi
mais baixa (21
o
C) que no experimento 1 (23
o
C). Entretanto, essa diferença não deve ter
afetado os organismos-teste e permaneceu dentro dos limites recomendados na literatura,
entre 20 e 25º C, para testes de toxicidade com peixes, (BURTON, et al., 1995). Os níveis de
oxigênio também permaneceram acima de 60%, o recomendado para testes de toxicidade
(APHA et al., 1998).
33
Tabela 2- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 1 com os sedimentos das represas de
Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e
Oreochromis niloticus como organismos-teste
Tratamento Temperatura
(
o
C)
Oxigênio
Dissolvido
(mg/L)
Oxigênio
Dissolvido
(%saturação
)
pH Condutividade
elétrica
(µ
µµ
µS/cm)
Danio rerio
C
23,9 ± 0,84 7,0 ± 0,28 90,9 ± 2,86 7,4 ± 0,25 130,2 ± 30,37
SC
23,3 ± 0,65 6,7 ± 0,27 87,8 ± 3,27 7,4 ± 0,25 126,7 ± 3 6,60
SBB
23,2 ± 0,52 6,8 ± 0,23 90,8 ± 3,25 7,5 ± 0,35 129,7 ± 13,97
SBI
23,4 ± 0,53 6,8 ± 0,26 89,7 ± 2,11 7,2 ± 0,16 103,6 ± 17,76
SSHg
23,4 ± 0,46 6,8 ± 0,09 89,4 ± 1,04 7,4 ± 0,26 113,3 ± 36,50
SHgCL
50
23,5 ± 0,70 6,9 ± 0,12 90,1 ± 0,66 7,6 ± 0,36
113,2 ± 36,71
HgCL
50
23,4 ± 0,56 6,9 ± 0,22 90,3 ± 3,40 7,6 ± 0,47
116,4 ± 30,80
Oreochromis niloticus
C
23,7 ± 0,53 6,9 ± 0,28 90,3 ±2,82 7,6 ± 0,13 123,8 ± 35,41
SC
23,5 ± 0,58 6,7 ± 0,26 88,3 ± 2,87 7,5 ± 0,18 108,1 ± 32,59
SBB
23,3 ± 0,54 6,7 ± 0,30 88,3 ± 3,98 6,5 ± 0,23 132,7 ± 18,82
SBI
23,5 ± 0,51 6,7 ± 0,20 87,7 ± 2,24 7,3 ± 0,58 89,2 ± 7,48
SSHg
23,6 ± 0,55 6,6 ± 0,20 86,9 ± 2,76 7,6 ± 0,26 110,6 ± 31,86
SHgCL
50
23,5 ± 0,69 6,8 ± 0,30 88,8 ± 3,07 7,6 ± 0,19 114,3 ± 39,61
HgCL
50
23,7 ± 0,57 6,8 ± 0,37 89,3 ± 5,04 7,5 ± 0,14 119,2 ± 29,19
C = Controle, S = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa
de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg,
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido
em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
34
Tabela 3- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 1 com os sedimentos das represas
de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e
Oreocromis niloticus como organismos-teste. Alcalinidade, dureza e amônia total referem-se aos valores do
sétimo dia de experimento
Tratamento Alcalinidade Dureza
(mg CaCO
3
/L)
Amônia não ionixada
(mg NH
3
/L)
Danio rerio
C
59,9 56,4 0,06
SC
64,4 56,4 0,06
SBB
63,2 58,8 0,07
SBI
65,1 60,1 0,06
SSHg
62,2 58,7 0,07
SHgCL
50
57,7 51,8 0,07
HgCL
50
53,3 50,2 0,07
Oreochromis niloticus
C
60,3 57,8 0,07
SC
58,9 56,4 0,07
SBB
57,8 53,1 0,06
SBI
56,9 52,2 0,06
SSHg
62,3 57,3 0,07
SHgCL
50
61,2 57,3 0,07
HgCL
50
59,4 55,5 0,07
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da
represa de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg,
SHgCL
50
= sedimento
controle, mantido em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média
(CL
50
) 0,2 mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2 mg/L
35
Tabela 4- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 2 com os sedimentos das represas
de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e
Oreocromis niloticus como organismos-teste
Tratamento Temperatura
(
o
C)
Oxigênio
Dissolvido (mg/L)
Oxigênio
Dissolvido
(%saturação)
pH Condutividade
(µ
µµ
µS/cm)
Danio rerio
C
21,7 ± 1,43 7,2 ± 0,30 90,2 ± 2,85 7,6 ± 0,23 131,5 ± 32,38
SC
21,2 ± 1,5 7,3 ± 0,41 90,4 ± 2,80 7,6 ± 0,31 114,9 ± 41,76
SBB
21,3 ± 1,42 7,1 ± 0,44 89,4 ± 3,04 7,8 ± 0,22 134,4 ± 39,37
SBI
21,4 ± 1,3 7,2 ± 0,37 90,4 ± 2,73 7,6 ± 0,26 104,4 ± 14,69
SSHg
21,5 ± 1,33 7,0 ± 0,41 88,5 ± 2,76 7,5 ± 0,29 103,1 ± 30,63
SHgCL
50
21,5 ± 1,38 7,1 ± 0,46 89,5 ± 3,51 7,6 ± 0,23 103,4 ± 35,38
HgCL
50
21,2 ± 1,41 7,4 ± 0,36 92,8 ± 2,22 7,6 ± 0,34 115,9 ± 24,95
Oreochromis niloticus
C
21,6 ± 1,40 6,8 ± 0,90 85,3 ± 9,72 7,8 ± 0,37 218,8 ± 12,75
SC
21,4 ± 1,56 6,9 ± 0,68 86,1 ± 5,82 7,8 ± 0,51 190,8 ± 30,94
SBB
21,7 ± 1,52 6,8 ± 0,52 86,8 ± 3,73 7,8 ± 0,33 195,7 ± 30,67
SBI
21,7 ± 1,46 6,6 ± 0,88 83,0 ± 9,14 7,9 ± 0,22 199,2 ± 15,77
SSHg
21,9 ± 1,44 6,9 ± 0,47 87,0 ± 4,45 7,8 ± 0,43 156,5 ± 37,71
SHgCL
50
21,9 ± 1,57 7,0 ± 0,50 87,7 ± 5,15 7,8 ± 0,38 143,7 ±22,17
HgCL
50
21,3 ± 1,60 7,0 ± 0,75 87,2 ± 6,27 7,8 ± 0,33 160,0 ± 20,64
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da
represa de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0 mg/L de Hg,
,
SHgCL
50
= sedimento
controle, mantido em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média
(CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
36
Tabela 5- Média das variáveis físicas e químicas da água do EXPERIMENTO 2 com os sedimentos das represas de
Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg, utilizando Danio rerio e
Oreocromis niloticus como organismos-teste. Alcalinidade, dureza e amônia total referem-se aos valores do sétimo
dia de experimento
Tratamento Alcalinidade Dureza
(mg CaCO
3
/L)
Amônia não ionizada
(mg NH
3
/L)
Danio rerio
C
20,0 22,2 0,02
SC
22,2 23,2 0,02
SBB
21,4 23,2 0,02
SBI
20,0 21,1 0,02
SSHg
18,3 19,8 0,02
SHgCL
50
18,2 21,9 0,01
HgCL
50
19,7 19,6 0,02
Oreochromis niloticus
C
21,6 19,6 0.02
SC
19,8 19,6 0,02
SBB
19,7 19,8 0,02
SBI
19,7 19,6 0,06
SSHg
20,2 23,2 0,02
SHgCL
50
18,2 19,6 0,01
HgCL
50
21,6 19,6 0,01
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa
de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg,
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido
em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
De acordo com ALABASTER e LLOYD (1982), a maioria dos estudos a respeito da
toxicidade da amônia não ionizada em peixes revelou concentrações letais médias entre 0,5 a
2,0 mgNH
3
/L, valores acima dos registrados no presente trabalho.
5.2 Mortalidade
De acordo com o teste de Tukey (p<0,05) não houve diferença significativa na
mortalidade entre os tratamentos, tanto no experimento 1 quanto no experimento 2. A
mortalidade acumulativa nos experimentos é apresentada nas tabelas 6, 7 e 8.
37
Tabela 6- Mortalidade acumulativa (%) de Danio rerio, em função do tempo no EXPERIMENTO 1, com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP,e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
Mortalidade Acumulativa (%)/Tempo (dias)
Tratamentos
1 2 3 4 5 6 7
Controle
0 0 0 0 0 0 3,33
SC
0 0 0 3,33 3,33 3,33 6,66
SBB
0 0 0 0 0 0 0
SBI
0 0 0 0 0 0 3,33
SSHg
0 0 0 0 0 3,33 10,00
SHgCL
50
0 0 0 0 0 3,33 3,33
HgCL
50
3,33 6,66 6,66 13,33 13,33 16,66 16,66
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de
Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg, SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
=
somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
38
Tabela 7- Mortalidade acumulativa (%) de Oreochromis niloticus, em função do tempo, no EXPERIMENTO1,
com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados
com Hg
Mortalidade Acumulativa (%)/Tempo (dias)
Tratamento
s
1 2 3 4 5 6 7
Controle
0 0 0 3,33 13,33 13,33 13,33
SC
0 0 3,33 3,33 3,33 3,33 3,33
SBB
0 0 0 0 0 0 3,33
SBI
0 0 0 0 0 0 3,33
SSHg
3,33 3,33 6,66 6,66 10,00 10,00 10,00
SHgCL
50
0 3,33 6,66 10,00 13,33 13,33 13,33
HgCL
50
3,33 10,00 16,66 20.00 23,33 23,33 23,33
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da
represa de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg SHgCL
50
= sedimento
controle, mantido em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média
(CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
Tabela 8-Mortalidade acumulativa (%) de Danio rerio, em função do tempo, no EXPERIMENTO 2, com os
sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
Mortalidade Acumulativa (%)/Tempo (dias)
Tratamentos
1 2 3 4 5 6 7
Controle
0 0 3,33 3,33 3,33 3,33 3,33
SC
0 0 0 0 0 0 0
SBB
0 0 0 0 0 0 3,33
SBI
0 0 0 0 0 0 0
SSHg
0 0 0 0 0 0 0
SHgCL
50
0 0 0 0 0 0 0
HgCL
50
0 0 0 0 0 0 0
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da
represa de Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg, SHgCL
50
= sedimento
controle, mantido em contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média
(CL
50
) 0,2mg/L, HgCL
50
= somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2mg/L
A maior porcentagem de mortalidade registrada foi no tratamento HgCL
50
(0,2 mg/L)
para a tilápia no experimento 1 (23,33%). Já para paulistinha, o mesmo tratamento causou a
mortalidade de 16,66% dos peixes no experimento 1 e no experimento 2 nenhuma mortalidade
39
foi observada. A concentração de Hg utilizada nesse tratamento é a CL
50
determinada para O.
niloticus por ISHIKAWA (2003). Mas como observado no presente trabalho, essa
concentração não repetiu os mesmos efeitos. Segundo BOENING (2000) a CL
50
do mercúrio
para peixes de água doce pode variar de 0,033 a 0,40 mg/L, inclusive para uma mesma
espécie. Para a tilápia, O. niloticus, por exemplo, a CL
50
determinada por CHARUAN-
SOMSIRI (1982) foi de 3,7 mg/L, bem acima da utilizada no presente trabalho.
No tratamento SSHg, ocorreu 10% de mortalidade para as tilápias e paulistinhas no
experimento 1. Entretanto, isso não pode ser creditado à presença do Hg no sedimento, já que
não houve diferença com o grupo controle. Essa mortalidade pode estar mais relacionada ao
manuseio durante o experimento, causando estresse aos peixes.
No experimento 2 observou-se, para D. rerio, diferença entre os tratamentos com
concentração 0,2 mgHg/L na ausência e presença de sedimento. O tratamento SHgCL
50
teve
mortalidade menor que a do tratamento sem sedimento. JAHANBAKHT et al. (2002), quando
expôs peixes à concentração de 0,095 mg/L de metilmercúrio na presença e ausência de
sedimento, verificaram que os peixes permaneceram trinta e cinco horas vivos quando havia
sedimento e na ausência dele apenas nove horas. Assim foi possível observar que o sedimento
agiu como depósito para o Hg, o que diminuiu a sua toxicidade, aumentou o tempo de vida
dos organismos.
Como o sedimento é considerado depósito de diversos contaminantes, ele pode
minimizar a toxicidade através da adsorção do poluente. No presente trabalho o Hg pode ter
sido incorporado ao sedimento, o que refletiu na menor mortalidade nos tratamento SHgCL
50
,
quando comparado ao HgCL
50
. No entanto, essa diferença não foi comprovada
estatisticamente.
Nos tratamentos SBB do experimento 1 nenhuma mortalidade foi registrada para D.
rerio, e somente 3,33% de mortalidade para O. niloticus. Já no tratamento SBI, para as duas
40
espécies, a mortalidade registrada foi 3,33%. No experimento 2 a mortalidade registrada foi
de 3,33% para D. rerio. Esses índices de mortalidade indicam baixa toxicidade do sedimento
dessas duas represas.
FRACÁCIO et al. (2003), em testes de toxicidade com sedimento usando larvas de D.
rerio, registraram mortalidade de 93,33% dos peixes expostos ao sedimento de Barra Bonita e
33,33% para os expostos ao sedimento de Bariri. A diferença na mortalidade registrada no
presente trabalho e pelos autores acima mencionados, pode ser atribuída à idade dos organismos,
já que as larvas tendem a ser mais sensíveis aos contaminantes do que peixes adultos ou mesmos
jovens. Os organismos aquáticos em geral apresentam maior resistência aos produtos tóxicos
com o avanço da idade e aumento do tamanho corporal (BOENING, 2000; BUHL, 1997;
ALAN e MAUGHAN, 1995).
Além da diferença de sensibilidade dos organismos-teste, a toxicidade de um
sedimento dificilmente pode ser atribuída a um fator isolado de contaminação. O sinergismo
entre metais, pH, temperatura, carga de matéria orgânica são fatores que podem potencializar
a toxicidade de um determinado sedimento, e estes fatores podem variar muito de acordo com
o ponto e a época de coleta. Por esse motivo, o sedimento de uma mesma localidade pode
apresentar resultados diferentes de mortalidade para o mesmo organismo teste.
Isso demonstra a importância de uma análise completa no estudo da qualidade do
sedimento. Além de testes ecotoxicológicos, devem ser realizadas análises químicas, como,
por exemplo, verificar a presença de metais e analisar parâmetros ambientais, realizar estudos
ecológicos principalmente sobre a comunidade bentônica, comparando a composição das
espécies e a abundância relativa com uma comunidade de um local limpo. Somente com todos
esses dados reunidos é possível determinar se um sedimento está contaminado ou não
(ABESSA et al., 1998).
41
5.3 Análise do Sedimento quanto à presença de Hg
Os dados da análise química do sedimento com relação ao Hg estão registrados na Tabela
9. Não foi detectada a presença de Hg no sedimento controle, o que demonstra a boa condição de
qualidade deste sedimento, com relação à ausência desse poluente.
Tabela 9- Média da concentração de Hg (µg/g de peso seco) nos sedimentos dos experimentos com os sedimentos
das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
Experimento 1 Experimento 2
SC
ND ND
SBB
ND ND
SBI
ND 0,02
SSHg A
0,06 0,23
SSHg D
0,02 0,22
SHgCL50
0,01 0,10
SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de Bariri,
SSHgA = sedimento controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg (antes do experimento), SSHgD = sedimento
controle, contaminado com 1,0mg/L de Hg (depois do experimento),
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L, ND = não
detectado
Verifica-se na Tabela 9 que nos sedimentos de Barra Bonita e Bariri, não foi detectado Hg
na maior parte das amostras desses locais. Somente em Bariri, no experimento 2, registrou-se uma
pequena quantidade de Hg, muito abaixo do limite estabelecido pela EPA (1976) como seguro
para este compartimento (1,0µg/g). Níveis acima do estabelecido já foram registrados algumas
vezes no Rio Piracicaba (FALOTICO et al., 1999) e Rio Tietê (CETESB, 1985-a), formadores
das represas de Barra Bonita e Bariri. Porém, MARCONDES (2004), analisando água, sedimento
e ictiofauna desses reservatórios, registrou níveis abaixo do estabelecido pela legislação na maior
parte das amostras, ou seja, ficaram abaixo de 0,5µg/L para água (CONAMA 1986), 0,5 µg Hg/g
para peixe (OMS, 1978) e 1,0 µg Hg/g para sedimento (EPA 1976). EYSINK (1995) estudando o
sedimento de Barra Bonita e dos rios Piracicaba e Tietê considerou esses sedimentos não poluídos
com mercúrio. O valor médio determinado por este autor foi de 0,15, 0,11, e 0,13 µg/g de Hg,
42
para Barra Bonita, rio Piracicaba e Tietê, respectivamente. MARCONDES (2004), analisando o
sedimento do mesmo ponto de coleta do presente trabalho, na represa de Bariri determinou valores
de mercúrio entre 120,3 -202,5 µg/L nos meses de seca e 48,5 a 654 µg/L nos meses de chuva e para a
represa de Barra Bonita 82,1 a 370,6 µg/L nos meses de seca e 69,5 a 203 µg/L nos meses de chuva.
Embora a amplitude seja alta, nenhum desses valores ficou acima dos estabelecidos como seguro pela
EPA (1976) (1,0µg/g). FRAGOSO et al. (2004) também determinaram valores que variaram de 0,04
a 0,6 µg/g de Hg no sedimento dessas mesmas represas, nos mesmos pontos de coleta e épocas do ano
do presente trabalho.
A problemática da contaminação desses ambientes começou a surgir nos anos 80,
quando o Hg foi detectado em altos valores em peixes carnívoros do reservatório de Barra
Bonita (CETESB, 1985; EYSINK et al. 1988). Segundo SHANKER et al. (1996) rios que
recebem uma grande carga de poluentes, por estarem localizados próximos a grandes centros
urbanos e áreas com atividades agrícolas e industriais, podem ser considerados como fontes
potenciais de mercúrio. Esta é a situação dos rios Piracicaba e Tietê. Entretanto, nos
resultados determinados no presente trabalho na análise do sedimento e os dados recentes da
literatura quanto à água, sedimento e peixes dessas represas, verifica-se que esses sistemas
possuem baixa contaminação com mercúrio.
Analisando o sedimento do tratamento SSHg antes do experimento, é possível
observar que houve diferença estatisticamente significativa (p<0,05) na adsorção do Hg nos
dois experimentos realizados. No experimento 1, o sedimento adsorveu em média 0,06 µg/g,
enquanto no experimento 2, 0,23µg/g. A mesma metodologia e a mesma concentração
(1mgHg/L) foi utilizada na contaminação dos sedimentos nos dois ensaios. Essa diferença
observada na adsorção pode ter ocorrido devido às características particulares do próprio
sedimento, que diferem de amostra para amostra. Segundo NELSON et al. (1977), existe uma
43
correlação entre o diâmetro médio dos grãos de sedimento e a concentração de mercúrio. Os
níveis são inferiores em sedimento arenoso. No presente trabalho, o sedimento utilizado no
experimento 2 possuía maior quantidade de areia do que o do experimento 1, e ao contrário do
esperado, o sedimento do experimento 2 foi o que mais adsorveu mercúrio.
Apesar dessas diferenças observadas, em nenhum dos experimentos a concentração de
Hg foi letal. Nos experimentos 1 e 2, o Hg parece ter sido pouco disponibilizado para os
peixes, pelo menos no tempo experimental aqui utilizado (Figura 13), já que não houve
diferença estatisticamente significativa na concentração de Hg antes e após o experimento. A
baixa mortalidade nesse tratamento, nos dois experimentos, fortalece a idéia de que pouco Hg
foi disponibilizado para a coluna d’água.
SC
SBB
SBI
SSHg A
SSHg D
SHgCL50
Experimento 1
Experimento 2
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
Tratamentos
teor
de Hg
(µg/g)
Figura 13-Análise dos sedimentos quanto à presença de Hg (peso seco), nos experimentos com os sedimentos das
represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de Bariri,
SSHgA = sedimento controle, contaminado com 1,0 mg/L de Hg, antes do experimento, SSHgD = sedimento
controle, contaminado com 1,0 mg/L de Hg, depois do experimento
,
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L
44
Vários fatores podem influenciar na reliberação do mercúrio para a coluna d’água,
entre eles a quantidade de enxofre (EYSINK et al., 1988) uma vez que o mercúrio tem
afinidade por esse elemento. Sendo assim, em sedimentos com muito enxofre o mercúrio
tende a ficar preso no sedimento. Análises dos sedimentos utilizados no presente trabalho não
detectaram a presença de enxofre, o que teoricamente poderia facilitar a disponibilização do
metal do sedimento para a coluna d’água. No entanto, a ausência de enxofre no sedimento
parece não ter influenciado na disponibilização do mercúrio.
Baixos níveis de oxigênio já foram associados com maior liberação de Hg do
sedimento (BOTHNER et al., 1980; KUDO et al., 1975). No presente trabalho, para
manutenção dos organismos, os béqueres foram providos de aeração constante, isso pode ter
contribuído para a não liberação do Hg do sedimento para a coluna d’água. Baixos valores de
pH também favorecem a mobilização e liberação do mercúrio do sedimento. No presente
trabalho, a média de pH foi 7,55 e 7,71 no experimento 1 e 2, respectivamente, não
favorecendo a liberação de mercúrio. Os parâmetros como pH e temperatura exercem
influencia maior na liberação do mercúrio para a coluna d’água em ambientes naturais. Em
condições de laboratório, onde todas as variáveis são controladas, essa influência não é tão
significativa. O tempo de duração do experimento parece influenciar de maneira mais
significativa esse processo.
Na análise do sedimento do tratamento SHgCL
50
verifica-se que parte do Hg que
estava na água foi incorporada ao sedimento (Figura 13). No experimento 2, a concentração
encontrada no sedimento no final do experimento foi de 0,1 µg/g e no experimento 1,
0,01µg/g, reforçando o papel desse compartimento como depósito de contaminantes. Assim
como no tratamento SSHg a maior adsorção aconteceu no experimento 2, o que mostra que
mesmo sendo mais arenoso, esse sedimento coletado em agosto, por alguma característica
desconhecida, ou não analisada nesse trabalho, esteve mais propenso a adsorver o mercúrio.
45
A adsorção do Hg no sedimento também foi estudada por JAHANBAKHT et al. (2002)
usando metilmercúrio. Esses autores verificaram que o sedimento na água com a concentração de
0,050 mg/L adsorveu 0,6 µg/g em 30 dias e mais de 96% de todo o Hg dissolvido inicialmente na
água no final do experimento. Este fenômeno também foi observado com mercúrio inorgânico
(Jahanbakht et al. 1998 apud JAHANBAKHT et al. 2002). Como verifica-se na Tabela 9, o
sedimento controle não possuía nenhuma contaminação por Hg, portanto fica claro que a
concentração determinada no sedimento do tratamento SHgCL
50
após sete dias em contato com
0,2mg/g de Hg foi proporcionada porque o sedimento adsorveu o metal da coluna d’água.
Esses resultados indicam a eficiência do sedimento como depósito de poluentes.
Entretanto, num segundo momento o Hg que é incorporado ao sedimento, através de fatores
físicos, químicos e biológicos pode ser disponibilizado outra vez para a coluna d'água,
tornando-se, dessa forma, fonte de liberação de contaminante (REYNOLDSON e DAY,
1993).
No presente trabalho a adsorção do Hg pelo sedimento pode justificar a menor
mortalidade registrada nesse tratamento quando comparado ao tratamento HgCL
50
, tanto para
paulistinhas quanto para a tilápia.
5.4 Análise de Hg na água
As análises da água não detectaram mercúrio nas amostras. Isto pode ter ocorrido,
provavelmente, devido a um problema na estocagem feita em frascos inadequados, ocorrendo
evaporação do metal.
5.5 Bioacumulação dos peixes
Os paulistinhas da pré-exposição, tanto do experimento 1 quanto do 2, não
apresentaram nenhuma contaminação inicial por Hg. Já as tilápias utilizadas nos dois
46
experimentos, apresentaram contaminação. No experimento 1, a média foi de 0,02 µg/g e no
experimento 2, foi de 0,01µg/g de Hg. Esta contaminação inicial foi atribuída ao local de
origem destes peixes. Portanto, essa média foi subtraída da concentração de Hg encontrada
nas tilápias de todos os tratamentos, para que os valores finais reproduzissem apenas a
acumulação de Hg ocorrida durante os experimentos.
Na Tabela 10 pode-se observar os valores médios da bioacumulação do Hg dos
experimentos 1 e 2 para paulistinha e tilápia. Não foram determinados resíduos de Hg nos
peixes do controle e do sedimento controle. Não foi detectado Hg nos peixes expostos ao
sedimento de Barra Bonita em ambos os experimentos. Já os peixes expostos ao sedimento de
Bariri nos dois experimentos apresentaram uma pequena quantidade de Hg (0,01µg/g). Esses
resultados corroboram os dados da análise do sedimento dessas duas represas, onde nenhum
Hg foi detectado em Barra Bonita e somente 0,01µg/g de Hg em Bariri. A concentração de Hg
acumulada pelos peixes expostos ao sedimento de Bariri ficou bem abaixo do limite permitido
pelo OMS (1978) para pescado destinado ao consumo humano (0,5 µg/g).
47
Tabela 10. Bioacumulação de Hg (µg/g) em D. rerio e O. niloticus após sete dias de experimento (peso úmido),
com os sedimentos das represas de Barra Bonita e Bariri, SP, e sedimentos experimentalmente contaminados com
Hg
Experimento 1 Experimento 2
Danio rerio
C
ND ND
SC
ND ND
SBB
ND ND
SBI
0,01 0,01
SSHg
ND ND
SHgCL50
0,01 0,01
HgCL50
0,07 0,09
Oreocrhomis niloticus
C
ND ND
SC
ND ND
SBB
ND ND
SBI
0,01 0,01
SSHg
0,02 0,02
SHgCL50
0,04 0,01
HgCL50
0,18 0,09
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de
Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0 mg/L
de Hg,
,
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L, HgCL
50
=
somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2 mg/L
MARCONDES (2004) encontrou, em peixes carnívoros das represas de Barra Bonita e
Bariri, concentrações de Hg abaixo do limite estabelecido pelo OMS (1978) para pescado com destino
ao consumo humano, como este metal é capaz de biomagnificar ao longo da cadeia trófica
(RAND e PETROCELLI, 1985), peixes carnívoros tendem a ter maior concentração desse
metal. O baixo teor de Hg determinado em peixes carnívoros dessas represas reforça a idéia
de que elas não apresentam toxicidade com relação ao Hg, o que foi demonstrado também por
EYSINK (1995), analisando o sedimento dessas represas.
Como já foi mencionado o sedimento do tratamento SSHg do experimento 2, adsorveu
maior quantidade de Hg no processo de contaminação experimental. Entretanto, essa
diferença não afetou a acumulação do metal nos peixes, isso porque, aparentemente, pouco
desse Hg foi disponibilizado para a coluna d’água. Dos peixes expostos ao sedimento
saturado com a concentração 1,0mg/L de Hg (SSHg) somente a tilápia, nos dois experimentos
48
acumulou 0,02µg/g de Hg. Essa diferença entre as duas espécies testadas pode ser devido ao
comportamento, uma vez que a tilápia revolve o sedimento e o paulistinha não possui esse
hábito. Esse comportamento coloca a tilápia mais em contato com o sedimento, absorvendo
dessa forma o mercúrio. WEIS (1986) determinou que a absorção de Hg por peixes expostos a
sedimento contaminado foi maior quando o aquário era desprovido de aeração, situação que
favorece a liberação de Hg do sedimento. Como já foi discutido anteriormente, no presente
trabalho as condições do experimento e as características do sedimento, não favoreceram a
liberação do Hg do sedimento, e isso refletiu na baixa acumulação do metal pelos peixes, uma
vez que o mercúrio foi pouco disponibilizado para a coluna d’água.
GILLESPE (1972), contaminou sedimento com 50mg/Kg de cloreto de mercúrio, e
expôs peixes a esse sedimento, durante 97 dias. Verificou-se após esse período
bioacumulação de 1,0µg/g de Hg pelos peixes. O tempo utilizado pelo autor mencionado é
muito maior que o utilizado no presente trabalho. Sendo assim a não liberação do mercúrio
presente no sedimento pode ser devido ao tempo de exposição, curto para que isso
acontecesse.
De acordo com BURTON (1992) a armazenagem do sedimento a 4
o
C não cessa a
atividade microbiológica. Portanto, teoricamente, as bactérias poderiam metilar o mercúrio
presente no sedimento. CALLISTER e WINFREY (1986) em estudo com mercúrio
radioativo demonstrou que quando adicionado no sedimento, 98% do metal foi rapidamente
incorporado e 3% metilado em 10 dias. Mesmo as bactérias estando em condições para
metilar o mercúrio, talvez sete dias não sejam suficientes para que isso aconteça com grande
intensidade, não disponibilizando, portanto o mercúrio para o peixe.
Houve diferença estatisticamente significativa (p<0,05) entre os tratamentos HgCL50 e
SHgCl
50
nos experimentos 1 e 2 para as duas espécies de peixes (Figuras 14 e 15). Em todos os
experimentos os peixes expostos à concentração 0,2mg/g de Hg sem sedimento acumularam mais
49
Hg quando comparados com os peixes submetidos ao tratamento contendo sedimento.
JAHANBAKHT et al. (2002) quando expuseram peixes na concentração de 0,095 mg/L de Hg na
presença e ausência de sedimento, verificaram que os peixes permaneceram trinta e cinco horas
vivos na presença de sedimento, enquanto na ausência apenas nove horas. No entanto, por ter
ficado mais tempo vivo e, portanto mais tempo exposto ao Hg, mesmo quando havia sedimento, a
bioacumulação acabou sendo maior nessa condição, o que não causa surpresa já que o tempo de
exposição é determinante na bioacumulação.
C
SC
SBB
SBI
SSHg
SHgCL50
HgCl50
Experimento 1
Experimento 2
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
0,08
0,09
Tratamentos
Figura 14-Bioacumulação de Hg (peso úmido) em paulistinha (D. rerio) durante o bioensaio realizado com sedimento
das represas de Barra Bonita e Bariri e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de
Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0 mg/L de HG, SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L, HgCL
50
=
somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2 mg/L
teor de Hg (µg/g)
50
C
SC
SBB
SBI
SSHg
SHgCL50
HgCl50
Experimento 1
Experimento 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
Tratamentos
Figura 15-Bioacumulação de Hg (peso úmido) em tilápia (O. niloticus) durante o bioensaio realizado com
sedimento das represas de Barra Bonita e Bariri e sedimentos experimentalmente contaminados com Hg.
C = Controle, SC = sedimento controle, SBB = sedimento da represa de Barra Bonita, SBI = sedimento da represa de
Bariri, SSHg = sedimento controle, contaminado com 1,0 mg/L de Hg,
,
SHgCL
50
= sedimento controle, mantido em
contato constante com água contaminada com mercúrio, na concentração letal média (CL
50
) 0,2 mg/L, HgCL
50
=
somente água de diluição, com mercúrio na concentração letal média 0,2 mg/L
Pela diferença na bioacumulação na presença e ausência de sedimento verificou-se que
este compartimento tem um papel muito importante e eficaz como depósito para poluentes. O que
foi comprovado também na análise do sedimento do tratamento SHgCL
50
que, no final do
experimento, havia incorporado parte do Hg existente na coluna d’água. No ambiente natural,
essa característica do sedimento faz com que a concentração de um poluente seja maior no
sedimento do que na coluna d'água (BURTON e SCOTT, 1992). Se as condições físicas e
químicas desse compartimento não favorecerem a metilação do Hg, o metal fica pouco disponível
para a biota, armazenado no sedimento até que fatores físicos, químicos e biológicos tornem o
mercúrio biodisponível.
SPRY e WIENER (1991) sugerem que a intoxicação pode ser esperada quando a
concentração no corpo do peixe, ficar em torno de 10 a 30µg/g.
Pela bioacumulação registrada no
teor de Hg (µg/g)
51
final do experimento verifica-se, que as tilápias expostas à concentração 0,2mg/L de Hg na
ausência de sedimento, acumularam 0,18µg/g e 0,09µg/g de Hg, respectivamente no experimento
1 e 2. Os paulistinhas acumularam em média 0,07 e 0,09µg/g de Hg no experimento 1 e 2,
respectivamente. Nenhum desses valores ficou acima dos considerados tóxicos, segundo os
autores citados anteriormente. BOUDOU e RIBEYRE (1983) determinaram que alevinos de
Salmo gairdneri acumulam 0,57µg/g de Hg em 30 dias quando expostos a 0,001 mg/L HgCl
2
dissolvidos na água. Trutas arco íris (Salmo trutta) de 30 g acumularam 5,0 µg/g de Hg quando
expostas a 0,150 mg/L de Hg por cinco dias (SKAK e BAATRUP, 1993). Larvas de Pimephales
promelas quando expostas por 60 dias a 0,00369mg/L HgCl
2
dissolvidos na água acumularam
18,80 µg/g de Hg (SNASRKI e OLSON, 1982).
A distribuição e a concentração em tecidos específicos de peixe dependem da forma
do mercúrio, concentração na água, tempo de exposição, taxa de metabolismo, eliminação do
mercúrio dos tecido e da temperatura (OLSSON et al. 1978, BOUDOU et al., 1979).
Comparando os dados obtidos no presente trabalho, com os dados disponíveis na literatura,
pode-se observar que quanto maior o tempo de exposição maior a concentração de Hg no
peixe, mesmo quando expostos a concentrações inferiores à utilizada nesse trabalho.
BOUDOU e RIBEYRE (1983) realizaram vários experimentos sobre a bioacumulação de Hg,
e o que se nota é um aumento de Hg no corpo dos peixes em função do aumento do tempo
exposição a esse metal.
As trutas expostas durante cinco dias ao HgCl
2
por SKAK e BAATRUP (1993)
acumularam mais mercúrio que os peixes utilizados no presente trabalho, que foram expostos por
sete dias ao metal. No entanto os peixes do trabalho anteriormente referido possuíam peso médio
de 30 g, enquanto que, nesse trabalho, a maior média de peso foi 0,74 g. Sendo assim, essa
diferença pode ser devido ao tamanho dos organismos, uma vez que grande parte do mercúrio
52
dissolvido na água pode ser absorvido pela pele. Portanto, peixes maiores, por possuírem maior
superfície de absorção acumulam mais mercúrio.
Estudos realizados no ambiente natural têm revelado correlação positiva entre a
concentração de mercúrio no peixe e o peso e a idade dos organismos (SCOTT, 1974; WALTER
et al., 1974; OLSSON, 1976; STOEPPLER et al., 1979; Moore e Sutherland, 1980 apud
BOUDOU e RIBEYRE, 1983). No entanto, BOUDOU e RIBEYRE (1983) registraram
correlação negativa entre a concentração de Hg no peixe e o peso do organismo.
Com relação à temperatura (BOUDOU et al., 1979) registram maior acúmulo de Hg
por Gambusia affinis a temperatura de 18
o
C do que à 10
o
C. No presente trabalho, no
experimento 1 a temperatura foi, em média, dois graus mais alta que no experimento 2, mas
essa diferença não influenciou nos resultados, já que não houve diferença entre os peixes com
relação a bioacumulação.
A influência desses diferentes fatores na absorção e bioacumulação do mercúrio mostra
a dificuldade para interpretar os resultados (BOUDOU et al., 1979).
Os peixes podem absorver tanto mercúrio orgânico quanto inorgânico, mas a maior
parte do Hg (cerca de 85 %) acumulado nos tecidos dos peixes encontra-se como
metilmercúrio (SPRY e WIENER, 1991). No entanto, de acordo com SOUTHWORTH et al.
(1994), o mercúrio inorgânico quando é acumulado por contaminação direta (dissolvido na
água) não é convertido para metilmercúrio dentro do peixe. No presente trabalho, o mercúrio
encontrava-se dissolvido na água e, portanto, é provável que a concentração deste
determinada nos peixes esteja na forma inorgânica.
No presente trabalho o Hg foi analisado no corpo todo do peixe. Em vários trabalhos na
literatura verificou-se a bioacumulação do Hg em diferentes tecidos (DOKHOLIAN et al.,
1982, BOUDOU e RIBEYRE, 1983, OLIVEIRA RIBEIRO et al., 1996, 2000). O Hg acumula-
se principalmente nas brânquias, nos rins, no fígado e na pele. Mesmo não analisando a
53
acumulação nos diferentes órgãos é possível supor que o padrão de acumulação para D. rerio e
O. niloticus expostos a mercúrio clorídrico dissolvido na água siga o de outras espécies de
peixes, com rim, fígado, brânquias e pele como principais órgãos alvos.
5.6 Análise histopatológicas
Pelas análises histopatológicas dos peixes dos experimentos 1 e 2 verificou-se que não
há diferença nos tecidos entre os diferentes tratamentos e os grupos controles Os principais
órgãos analisados foram brânquias, fígado e rim, devido à importância desses órgãos na
absorção e distribuição do mercúrio nos peixes.
Alguns trabalhos na literatura correlacionam lesões histopatológicas em peixes como
resposta à exposição ao mercúrio, principalmente no fígado, rim e brânquias (Banerjee e
Bhattacharia, 1995, Skak e Baatrup, 1993, Filenko et al., 1989 apud OLIVEIRA-RIBEIRO et
al. 2002 e PANDEY et al. 1994). BANO e HASAN (1990), por exemplo, verificaram
degeneração das células do fígado, desorganização de cordões hepáticos, e no rim,
desintegração do epitélio renal de peixes expostos por trinta dias a 0,2 mg/L de HgCL
2
dissolvidos na água. A concentração utilizada pelos autores anteriormente mencionados foi
igual à utilizada no presente trabalho, porém com tempo de exposição bem maior. Talvez o
período de exposição de sete dias tenha sido insuficiente para promover lesões em resposta à
intoxicação por mercúrio.
Os peixes expostos aos sedimentos de Barra Bonita e Bariri, também não
apresentaram danos nos seus tecidos. FRACÁCIO et al. (2003) relatam alterações branquiais,
principalmente junção lamelar e excesso de células mucosas, em larvas de Danio rerio
expostos ao sedimento de Barra Bonita por sete dias.
54
6. Conclusões
Os testes de toxicidade com os sedimentos de Barra Bonita e Bariri mostraram baixa
toxicidade desses sedimentos para os dois organismos testados.
A análise dos sedimentos das represas, com relação ao mercúrio, mostrou níveis
abaixo do permitido pela legislação, corroborando com os dados recentes da literatura,
indicando que o mercúrio pode ter sido carreado para fora desses ambientes. Entretanto, o
monitoramento desses ambientes deve continuar ainda por algum tempo.
Embora a metodologia padrão para testes de toxicidade recomende sete dias de
exposição, para sedimento e especificamente em testes com mercúrio recomenda-se aumentar o
tempo de exposição para melhorar as condições analíticas das transferências do Hg entre os
compartimentos (sedimento, água, peixe).
O sedimento pode ser considerado um filtro muito eficiente para o mercúrio,
diminuindo a mortalidade e a bioacumulação do metal por peixes. No entanto, esse aspecto
deve ser observado com cautela e associado somente a um primeiro momento em que o Hg
entra em contato com a água+sedimento (aspecto observado no presente trabalho). Deve-se
levar em consideração que, em um segundo momento, este contaminante pode ser reliberado
para a coluna d’água (aspecto não estudado no presente trabalho).
55
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