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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
CENTRO DE AQÜICULTURA DA UNESP
CAMPUS DE JABOTICABAL
A PISCICULTURA COMO POSSÍVEL FATOR DE MITIGAÇÃO AOS
RISCOS DE CONTAMINAÇÃO MERCURIAL ATRAVÉS DO CONSUMO
DE PEIXES NA REGIÃO DA AMAZÔNIA NORTE MATOGROSSENSE
RENATO APARECIDO DE FARIAS
Biólogo
Jaboticabal/SP
2007
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ii
A PISCICULTURA COMO POSSÍVEL FATOR DE MITIGAÇÃO AOS
RISCOS DE CONTAMINAÇÃO MERCURIAL ATRAVÉS DO CONSUMO
DE PEIXES NA REGIÃO DA AMAZÔNIA NORTE MATOGROSSENSE
Renato Aparecido de Farias
Doutorando
Dr. Roberto Goitein
Orientador
Drª Sandra de Souza Hacon
Co-Orientadora
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Aqüicultura do Centro
de Aqüicultura da UNESP, Campus de
Jaboticabal, como parte das exigências
para a obtenção do título de Doutor em
Aqüicultura.
Jaboticabal/SP
2007
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iii
FICHA CATALOGRÁFICA
Farias, Renato Aparecido de
F224p
A piscicultura como possível fator de mitigação aos riscos
de contaminação mercurial através do consumo de peixes na
região da Amazônia Norte Matogrossense / Renato Aparecido
de Farias. – – Jaboticabal, 2007
ix, 67 f. : il.;28 cm
Tese (doutorado) - Universidade Estadual Paulista, Centro
de Aqüicultura, 2007
Orientador: Roberto Goitein Co-Orientadora: Sandra de
Souza Hacon
Banca examinadora: Claudinei da Cruz, Alfredo Martins
Paiva Filho, Augusto Shinvia Abe, Isabella Braz Cardone
Bibliografia
1. Amazônia 2. Mercúrio 3. Piscicultura. 4. Biomagnificação I.
Título. II. Jaboticabal-Centro de Aqüicultura.
CDU 639.31(813.3)
Ficha catalográfica elaborada pela Seção Técnica de Aquisição e Tratamento da Informação –
Serviço Técnico de Biblioteca e Documentação - UNESP, Câmpus de Jaboticabal.
iv
À minha querida e amada esposa!!!!
E a nossa querida e já amada filhinha Bárbara que nascerá neste
mês de Maio de 2007!!!
v
AGRADECIMENTOS
A Deus, pela oportunidade de vida, saúde e disposição de buscar novos
conhecimentos e, que estes, não sejam apenas meus, mas que possam
contribuir para a melhoria de vida de todos;
A toda minha família pelo constante apoio e incentivo;
À minha grande amiga, orientadora e grande exemplo Drª Sandra de
Souza Hacon, a qual admiro e respeito profundamente pela força e garra
no trabalho e na vida;
Ao Ministério da Saúde, por meio do Programa VIGISUS, pelo apoio
financeiro à pesquisa;
À Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro – PUC/RJ, em nome do
Profº Dr. Reinaldo Calixto de Campos, pelas excelentes dicas de
orientação e, pelas determinações de Hg nos peixes, para a realização
deste trabalho;
Ao meu Orientador Roberto Goitein, pela paciência e apoio a mim
dispensado;
À Universidade Estadual Paulista, pela oportunidade de realizar este sonho
do Doutorado;
Ao amigo Alexandre Olival pela brilhante ajuda nas análises estatísticas;
À Fundação Oswaldo Cruz, pelo apoio e oportunidade de trabalho;
E a todos aqueles que, direta ou indiretamente, colaboraram para mais
este passo em minha vida profissional e acadêmica.
vi
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Características dos viveiros escolhidos para o estudo e coleta de peixes para
determinação de Hg Total nos municípios de Alta Floresta (sem histórico de Garimpo) e
Paranaíta – MT (com histórico de garimpo) ............................................................. 40
Tabela 2 - Parâmetros Físico-Químicos da água nos viveiros das áreas de estudo ....... 42
Tabela 3 – Espécies mencionadas pelos proprietários como presentes nas pisciculturas
de Alta Floresta (sem histórico de garimpo) e Paranaíta (com histórico de garimpo).) .. 43
Tabela 4 – Comprimento idade e Peso em peixes não carnívoros, coletados nos viveiros
de Alta Floresta - MT ............................................................................................ 44
Tabela 5 – Comprimento, idade e peso em peixes não carnívoros, coletados nos viveiros
de Paranaíta – MT. ............................................................................................... 45
Tabela 6 – Comprimento e peso em peixes carnívoros coletados nos viveiros de Alta
Floresta - MT....................................................................................................... 46
Tabela 7 – Comprimento e peso peixes carnívoros coletados nos viveiros de Paranaíta -
MT ..................................................................................................................... 46
Tabela 8 - Concentrações de Hg em peixes coletados em Paranaíta (com histórico de
Garimpo) e Alta Floresta (sem histórico de garimpo) ................................................ 48
Tabela 9 - Número de peixes coletados segundo nível trófico, histórico de garimpo e
concentração de Hg. ............................................................................................ 49
Tabela 10 - Comparação entre as medias de concentração de Hg nos peixes de
acordo com o tipo de alimentação
1
......................................................................... 51
Tabela 11 - Correlação entre a concentração de mercúrio, o peso, a idade e o
comprimento padrão de peixes coletados em pisciculturas e bacias de drenagem do Norte
do Mato Grosso. 52
Tabela 12 - Correlação entre a concentração de mercúrio, o peso e o comprimento
padrão de peixes coletados em bacias de drenagem do Norte do Mato Grosso.
Jaboticabal, 2006................................................................................................. 53
Tabela 13 - Comparação entre os resultados de sedimento superficial deste estudo
com outras áreas da Amazônia e do Pantanal. ........................................................ 54
Tabela 14 - Comparação entre as médias de concentração de Hg no sedimento de
acordo com o tipo de sedimento
1
. .......................................................................... 56
Tabela 15 - Número de amostras de acordo com a concentração de Hg no cabelo e
município. 57
Tabela 16 - Classificação do risco a exposição ao Hg para os municípios da região
norte de Mato Grosso. .......................................................................................... 59
vii
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO...................................................................................... 1
2. OBJETIVO GERAL ................................................................................ 8
2.1 Objetivos Específicos ..................................................................... 8
3. O MERCÚRIO SEU CICLO BIOGEOQUÍMICO, A PRESENÇA NA BIOTA
AQUÁTICA E PISCICULTURA ................................................................... 9
3.1 O mercúrio e sua participação em compostos químicos ................. 9
3.2 Fontes de contaminação ambiental antropogênica: ....................... 9
3.3 Transporte Ambiental e distribuição ............................................ 10
3.4 Biodegradação e degradação abiótica .......................................... 11
3.5 Bioacumulação, Biomagnificação e o Ciclo Biogeoquímico ........... 12
Figura 1 - Ciclo biogeoquímico do mercúrio .........................................15
3.6 A contaminação por mercúrio em ambientes aquáticos ............... 17
3.7 O mercúrio nos peixes ................................................................. 22
3.8 A atividade de Piscicultura........................................................... 25
4. MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................... 28
4.1 Região de Estudos: Bacias hidrográficas e pisciculturas .............. 28
4.2 Georeferenciamento das áreas de Estudo ................................... 32
4.3 Coleta das Amostras ................................................................... 33
4.3.1 Peixes .......................................................................................33
4.3.2 Físico-Química da Água ...............................................................33
4.3.3 Análise de Hg-Total Peixes...........................................................34
4.4 Análises estatísticas..................................................................... 36
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................... 38
5.1 –Geo-referenciamento ................................................................. 38
5.2 Caracterização das pisciculturas .................................................. 38
5.2.1 Características dos Viveiros selecionados para o estudo...................39
5.2.2 Parâmetros Físicos e Químicos.................................................. 41
5.2.3 Tipos de Peixes presentes nos viveiros ..................................... 43
.5.3 Peixes coletados e dados bióticos ............................................... 44
5. 4 Análise da concentração de mercúrio nos peixes ........................ 47
5. 5 Marcador de exposição ao mercúrio orgânico ............................. 56
6. CONCLUSÕES .................................................................................... 60
7 REFERENCIAL BIBLIOGRÁFICO .......................................................... 62
viii
RESUMO
A região amazônica foi alvo de intensa atividade garimpeira nas décadas
de 80 e 90. Esta atividade vinculada à utilização intensiva de mercúrio no
processo de amalgamação do ouro, gerou uma preocupação mundial com
a região, uma vez que acidentes com mortes e seqüelas já ocorreram em
países ao redor do mundo devido à exposição direta e indireta ao mercúrio
A presença do mercúrio antropogênico no ambiente amazônico, com
possíveis contaminações dos seus ecossistemas aquáticos, e conseqüente
contaminação dos peixes preocupa, principalmente sendo estes, uma das
principais vias de acesso aos seres humanos na exposição indireta ao
metal. Esta preocupação aumenta ainda mais, uma vez que os peixes na
Amazônia são a principal fonte protéica para ribeirinhos e pequenos
produtores rurais. Assim se torna necessário, além da determinação dos
níveis de mercúrio, a identificação de propostas práticas para mitigar os
riscos a saúde das populações da região. Este estudo apresenta tópicos
relacionados ao mercúrio na Amazônia brasileira, caracterizando seu ciclo
biogeoquímico e a presença deste metal na biota aquática, enfocando
inicialmente a contaminação de peixes por mercúrio nos ecossistemas
naturais, e posteriormente insere a piscicultura, de sistemas semi
intensivo e intensivo, como uma nova prática de mitigação para os
possíveis danos a saúde humana, decorrente da ingestão de peixes. A
inserção da piscicultura nesta temática, segue basicamente o conceito de
que, uma vez bem manejada, a piscicultura limita os fatores da
transformação do mercúrio metálico, quando presente no ambiente, para
o metil mercúrio, a forma tóxica do metal e meio de entrada na cadeia
trófica.
Palavras chaves: Amazônia; Mercúrio; Piscicultura; Biomagnificação; Bioacumulação
ix
ABSTRACT
The amazonian region was the object of intensive gold explotaitaion in the
1980’s and 90’s. The intensive use of mercury in the amalgamation
process became a worldwide concern as the aftereffects of direct and
indirect mercury exposure were becoming apparent in other countries.
The presence of anthropogenic mercury in the Amazonian environment,
related to possible contamination of its aquatic ecosystems and imminent
fish contamination, is an issue of high concern largely because food
contamination is one of the main ways of human contamination. This
concern increases due to the fact that amazonian fishes are the main
protein source for the rural inhabitants. As such, it is necessary to
determine the actual levels of mercury in the fishes and identify practical
ways of mitigating health risks to the local population. This study exposes
the problem of mercury contamination on fish in the Brazilian Amazon by
describing mercury’s biogeochemical cycle and its presence in the aquatic
biota, initially focusing on the contamination of fish by mercury through
bioaccumulation and biomagnification in natural ecosystems. The study
finally proposes intensive and semi-intensive fish farming as a new
activity to be taken into account to mitigate the harmful risks to human
health due to ingestion of Amazonian fish. The rational of using fish
farming as a mitigation activity is that once it is well managed, fish
farming limits the transformation factors of mercury to its toxic form,
metal mercury, and its pathway into the trophic chain.
Key words: Amazon; mercury; fish farming; bioaccumulation; biomagnification.
1
1. INTRODUÇÃO
Os impactos danosos à saúde causados pela contaminação por
mercúrio são focos de amplos estudos ao redor do mundo. Os riscos
toxicológicos e ecotoxicológicos deste metal decorrentes da
biodisponibilização no meio ambiente são preocupantes (Hacon e
Azevedo, 2006), principalmente pelo fato do consumo de pescado ser uma
das principais vias de contaminação. Neste quadro a região Amazônica é
considerada uma região de amplo risco e, conseqüentemente, de estudos
nas últimas três décadas, uma vez que ocorreu uma ampla descarga de
mercúrio proveniente de garimpos e por possuir em seu ambiente
aquático, uma das mais ricas e importantes fontes protéicas para suas
populações, sejam estas ribeirinhas e/ou rurais e/ou das populações
urbanas de suas pequenas cidades.
A descarga de mercúrio na Amazônia, proveniente de atividades
garimpeiras que se estenderam, em maior escala, do final da década de
70 a meados da década de 90, foi estimada em mais 2000 toneladas
(Malm, 1998; Mallas e Benedito, 1986; Cleary, 1990; Lacerda, 1995).
Hacon, 1993, estimou que somente na região sul da Amazônia brasileira
ao norte de Mato Grosso houve uma utilização superior a 15 toneladas
anuais de mercúrio no pico da atividade garimpeira na década de 80,
calculando-se que houve uma descarga superior a 100 toneladas até
meados da década de 90. Outros autores também exemplificam esta
maciça utilização do mercúrio nesta região na década de 80. (Mallas e
Benedito, 1986; Pfeiffer; Lacerda, 1988, Pfeiffer et al., 1989, Nriagu et al.,
1992).
O primeiro fato que desencadeou uma preocupação pontual sobre
os possíveis riscos desta descarga de mercúrio no ambiente amazônico,
foi em 1985, quando um pesquisador que acompanhava uma expedição
do oceanógrafo Jacques Cousteau encontrou um peixe contaminado com
mercúrio na região do garimpo do Rio Madeira. A partir daí a possível
contaminação mercurial na Bacia Amazônica tornou-se notícia mundial e
2
consequentemente alvo de amplos estudos no intuito de se identificar
quais as possíveis conseqüências desta ação antropogênica para a
contaminação dos peixes e rios da região Amazônica.
O acidente de Minamata onde 2.000 (duas mil) pessoas foram
contaminadas por Metil-Hg devido ao consumo de peixes, com mais de
1000 (mil) óbitos e mais de 12.000 com sintomas de contaminação
(Akagi, 1995), embora não tenha ocorrido em função de descarga de
mercúrio por garimpo, foi sempre evidenciado para exemplificar os
perigos da biodisponibilização do Hg no ambiente, com conseqüente
contaminação humana pela ingestão de peixes. A percepção da toxidade
do metal, a partir deste desastre aliados as descargas de mercúrio por
garimpos, desencadeou estudos mais pontuais quanto ao processo de
acúmulo do Hg no ambiente e os riscos à saúde.
Hoje há uma ampla bibliografia técnica que subsidia o
conhecimento destes efeitos do metal na saúde, abordando a relação e os
riscos do mercúrio quando este esta disponibilizado na forma orgânica no
ambiente e entrada do metal na cadeia alimentar. (Amouroux et al, 1999;
Azevedo, 2003; Azevedo e ramos, 1993; Azevedo e Ramos, 1994; Fadini
e Jardim, 2001; Hacon et al., 1995; Hacon et al., 1996; Malm et al.,
1995; Malm et al., 1998; Maurice Bourgoin et al., 1999; Roulet et al.,
1995; Roulet et al., 2001; Wasserman et al., 2001, Hacon, 2003).
A intensificação dos estudos na Amazônia mostraram resultados
de concentrações de Hg em peixes carnívoros que impressionam,
principalmente por exceder os níveis recomendados pela Organização
Mundial da Saúde (OMS) para evitar possíveis contaminações (Martinelli
et al., 1988; Malm et al., 1990; Boishchio et al., 1995; Padovani et al.,
1996 Eve et al. 1996; Porvari, 1995; Boischio e Henshel, 2000; Maurice-
Bourgoin et al., 1999; Pfeiffer et al., 1989; Reuther 1994; Pfeiffer et al.
1991; Alho e Vieira 1997; Akagi et al. 1995; Hacon et al. 1995).
A intensa utilização de mercúrio nos garimpos da região
Amazônica foi apontada como causa destes altos níveis de mercúrio em
3
peixes. Estimativas de Ferreira e Appel (1990) mostram que das 337
toneladas de mercúrio importadas em 1989 pelo Brasil, 62% (210t) não
foram recuperadas e, portanto, supõe-se que essa quantidade perdeu-se
principalmente para o meio ambiente. O fato de que grande parte do
processo de amalgamação, com posterior queima era realizada nos
acampamentos e em localidades próximas a corpos de água, onde os
rejeitos eram possivelmente lançados, aumentam as possibilidades das
concentrações de Hg nos peixes terem relação com a atividade
garimpeira, uma vez que esta atividade incrementou o mercúrio metálico
diretamente nos ambientes aquáticos adjacentes.
Lacerda, (1992) relata que o garimpo foi o principal fator que
contribuiu com a contaminação por mercúrio na região amazônica, uma
vez que descarregou cerca de 168 toneladas do metal no meio ambiente.
Com estas indicações e estudos de avaliações ambientais Forsberg et al.
(1994), conclui que a contaminação mercurial foi, potencialmente, o maior
impacto ambiental associado à atividade garimpeira. Segundo Pfeiffer, et
al., 1990 aproximadamente 2 g de mercúrio eram usados na produção de
1 g de ouro na década de 80, dos quais se estima 50% introduzidos nos
rios por meio de suspensões em efluentes. Alguns estudos de
pesquisadores brasileiros demonstram que ocorre grave contaminação dos
sedimentos dos rios e águas próximos de zonas de mineração
(Wassermann, 2001).
Estudos sobre modelos de ciclagem do mercúrio indicam que
50% das emissões de mercúrio antropogênico são depositadas local ou
regionalmente (EPA, 1994) e, no caso dos garimpos, a deposição do
mercúrio particulado pode ocorrer em uma faixa de poucos metros (Hacon
et al., 1995; Marins et al., 1996). Entretanto, a dispersão das emissões de
mercúrio depende das condições topográficas locais, das condições
meteorológicas na área de emissão, assim como das características físicas
e químicas das emissões.
4
Hacon e Azevedo, 2006 relatam que a ictiofauna da região
Amazônica, principalmente os peixes piscívoros é muito comprometida
pela contaminação por mercúrio, representando um potencial risco de
contaminação para as comunidades que têm neste alimento sua maior
fonte protéica. A exposição ao metal aumenta ainda mais, quando se trata
de comunidades ribeirinhas e de comunidades rurais da Amazônia, que
possuem no pescado à base de sua dieta protéica diária (Gonçalves,
1993; Bidone et al., 1997; Barbosa et al., 1997; Boischio e Cernichiari,
1998).
Nestes cenários de risco, a região Norte do Estado de Mato
Grosso, configura-se como uma importante área de avaliação e estudos
sobre o tema, uma vez que esta foi considerada como a segunda região
mais explorada pela atividade garimpeira da Amazônia (Hacon, 2003). Os
municípios de Peixoto de Azevedo, Matupá, Apiacás e Paranaíta, extremo
Norte de Mato Grosso, foram os principais produtores de ouro de aluvião
nesta região na década de 80 até meados de 90. Alta Floresta, embora
apareça em destaque em diversos estudos, não foi uma região de
garimpagem e sim um centro urbano de comercialização, sendo destacado
como o segundo maior centro de comercialização de ouro da região
Amazônica neste período, chegando a comercializar 50 toneladas/ ANO
(Hacon, 2003).
A partir de meados da década de 90 a atividade garimpeira entra
em bancarrota, e a contínua descarga de Hg no ambiente é praticamente
cessada. A preocupação, contudo, continua presente, considerando que a
presença do metal no ambiente pode ultrapassar 100 anos (D’ITRI, 1992;
Hacon, 2003).
Hoje a contribuição da atividade garimpeira para a produção de
ouro na região norte de Mato Grosso não ultrapassa a 5% da produção de
ouro total da região amazônica. Todavia, as cavas de garimpo e os
rejeitos de mercúrio deixados pela atividade garimpeira se constituem em
um grande passivo ambiental para a região norte de Mato Grosso e são
5
apontadas como regiões que comprometem significativamente o ambiente
e o uso do solo e da bacia hidrográfica do Teles Pires para as atividades
sócio-econômicas da região.
Com o fim do ciclo econômico do ouro, outras atividades
começam a ser implementadas, para o re-estabelecimento da economia
local. Neste momento surge a criação de peixes em Alta Floresta.
Alavancada pelo potencial hídrico e climático regional, diversidade de
peixes da Bacia Amazônia rapidamente é implementado um amplo
programa de produção de peixes na região. Nos dois primeiros anos de
atividade, 1999/2000, mais de quatro milhões de reais são aplicados e
como resultados uma produção de mais de 200 toneladas de peixes são
comercializadas do município para outras regiões do país.
Com o retorno de garimpeiros para a agricultura, e com a re-
estruturação das propriedades rurais, novos agricultores resolvem investir
na atividade de produção de peixes. Uma Associação é constituída, -
Associação de Aqüicultores do Norte Mato-grossense (AQUINORTE) - com
o objetivo de diversificar as atividades econômicas locais, suprir um déficit
de mercado pesqueiro ao nível local, regional e nacional. Produtores de
outros municípios se inserem na AQUINORTE, dentre os quais do
município de Paranaíta, porém, de pisciculturas nas proximidades e
mesmo em cavas de antigos garimpos. Com a ampla divulgação dos riscos
da contaminação por mercúrio em peixes, dúvidas foram levantadas pela
comunidade e pela comunidade científica sobre a criação de peixes neste
município.
Com todo o conhecimento da descarga de mercúrio no ambiente
nesta região e todo o cenário descrito na literatura que menciona os riscos
a saúde humana devido à contaminação mercurial, apresentou-se como
prioritária a necessidade de um estudo amplo direcionado a avaliar estes
riscos.
O presente estudo é parte de um trabalho iniciado em 2000 pela
Fundação Oswaldo Cruz – FIOCRUZ, que se propõe a avaliar o risco à
saúde humana oriundo do consumo de peixes cultivados nestas regiões. O
6
intuito global do trabalho é contribuir com uma primeira avaliação dessas
áreas degradadas e os potenciais riscos que elas representam para os
consumidores de peixes oriundos da região ou mesmo das vantagens
deste tipo de atividade em uma região que apresenta um histórico de
altas concentrações de Hg em peixes nas principais bacias de drenagens.
O presente estudo busca contribuir fornecendo efeitos
comparativos entre os peixes cultivados em ambos os municípios e com
os peixes coletados nas bacias de drenagens da região, bem como
comparando e relacionando as concentrações de mercúrio encontradas em
peixes cultivados nas mais importantes áreas de criação de peixes dos
dois municípios, distinguindo entre peixes carnívoros e não carnívoros. E a
partir deste cenário identifica a piscicultura como possível fator de
mitigação, independente dos municípios estudados, para os níveis de
concentração de mercúrio atualmente encontrado nas bacias de
drenagens dos municípios em estudo. Para isso buscou-se responder as
seguintes questões nesta TESE:
Há uma diferença significativa em concentrações de Hg entre peixes
cultivados em pisciculturas com histórico de Garimpo no município
de Paranaíta, e sem histórico de garimpo em Alta Floresta?
Há uma diferença significativa entre concentrações de Hg em peixes
de piscicultura e peixes das bacias de drenagem da região? Caso
ocorra uma diferença, quais os fatores mensurados que podem
indicá-los?
As concentrações de Hg nas espécies carnívoras e não carnívoras
seguem um padrão de crescimento e peso de Hg semelhantes,
apresentando características de bioacumulação e biomagnificação
semelhante a peixes de ambientes naturais? (Hg/idade,
Hg/comprimento padrão e Hg/peso)?
Quais são os fatores nas pisciculturas que indicam riscos ou
minimizam riscos para as possíveis concentrações de Hg nos peixes
cultivados que os diferenciam dos peixes das Bacias de drenagem:
7
hg em sedimento? Físico química da água? Alimentação externa?
Tipo de peixes criados?
As concentrações de Hg encontradas nos reservatórios de
piscicultura configuram-se como impeditivo para o crescimento
desta atividade na região?
8
2. OBJETIVO GERAL
Avaliar a contribuição da atividade de criação de peixes nos
municípios de Alta Floresta (sem garimpo) e/ou Paranaíta (com garimpo),
como possíveis fontes mitigadoras de concentrações de mercúrio nas
populações expostas a peixes de piscicultura.
2.1 Objetivos Específicos
Determinação das concentrações de Hg Total em peixes
carnívoros e não carnívoros presentes em pisciculturas com histórico de
atividades garimpeiras, município de Paranaíta;
Caracterização da atividade de piscicultura nos municípios de Alta
Floresta e Paranaíta;
Determinação das concentrações de Hg Total em peixes
carnívoros e não carnívoros presentes em pisciculturas sem histórico de
atividades garimpeiras, Alta Floresta;
Determinação de Hg Total de peixes em Bacias de drenagens nos
municípios de Alta Floresta e Paranaíta;
Dimensionar a ocorrência ou não de biomagnificação dos peixes
cultivados nas diferentes espécies cultivadas e entre diferentes
ambientes;
Mensurar as concentrações de mercúrio em cabelo de
agricultores/piscicultores nos municípios de Alta Floresta e Paranaíta;
Avaliar os níveis de Hg cabelo nos diferentes sexos dos
agricultores/piscicultores nos municípios de Alta Floresta e Paranaíta;
Identificar os fatores relacionados à piscicultura que possam
contribuir com níveis mais baixos de Hg em peixes cultivados;
9
3. O MERCÚRIO SEU CICLO BIOGEOQUÍMICO, A PRESENÇA NA
BIOTA AQUÁTICA E PISCICULTURA
3.1 O mercúrio e sua participação em compostos químicos
O Hg raramente é encontrado como elemento livre na natureza.
Encontra-se amplamente distribuído, porém em baixas concentrações por
toda a crosta terrestre. Na forma de mercúrio elementar (Hg), encontra-
se na 16ª posição em relação à sua abundância na natureza e suas
reservas são avaliadas em cerca de 30 bilhões de toneladas.
As fontes mais importantes são as do minério cinábrio (HgS),
encontrado em rochas próximas de atividades vulcânicas recentes, em
veios ou fraturas minerais e em áreas próximas de fontes de águas
termais. As fontes naturais mais significativas de mercúrio são a
gaseificação da crosta terrestre, as emissões de vulcões e a evaporação
de corpos aquáticos (WHO, 1990). Admite-se que as emissões naturais
sejam da ordem de 25.000 a 125.000 toneladas ano. A crosta terrestre é
fonte importante para a contaminação de corpos aquáticos naturais. Uma
parcela do mercúrio encontrado na água é de origem natural, embora
possa parcialmente ser de origem atmosférica e ter sido gerada, também,
por atividade antropogênica. Portanto, é difícil de avaliar
quantitativamente as contribuições relativas à atividade antropogênica e à
natural em relação aos mercuriais que sofrem lixiviação do solo para a
água.
3.2 Fontes de contaminação ambiental antropogênica:
A estimativa de 272 toneladas de emissões de Hg, a partir de
diversas fontes antropogênicas na América, é comparável com achados
em inventários globais (faixa de 240 a 333 toneladas) (PRASAD, et al.,
2000). Apesar de sua alta densidade, o mercúrio líquido tem uma elevada
pressão de vapor. Assim, atividades que envolvam o manuseio e o
transporte desta substância, automaticamente implicam numa perda para
o ambiente. Esta contaminação é observada em ambientes distantes das
fontes de emissão, tais como no gelo da Antártica e da Groenlândia e nos
10
oceanos, onde podem ser encontradas concentrações de mercúrio acima
dos níveis considerados normais. Estas constatações comprovam a
importância dos processos de transporte do mercúrio no ambiente (WHO,
1991; Queiroz, 1995).
Estima-se que as atividades de mineração mundial de mercúrio
estejam entre 7.000 a 10.000 toneladas por ano, acarretando danos ao
ambiente e emissões diretas para a atmosfera. Em indústrias de cloro-
álcali as emissões são de 450 g de Hg/tonelada de soda cáustica
produzida. O total de liberação de Hg devido às atividades antropogênicas,
embora difícil de ser avaliado com precisão, é estimado em torno de 3.000
toneladas/ano (WHO, 1991).
3.3 Transporte Ambiental e distribuição
Os dados históricos e os contemporâneos indicam que os teores
atmosféricos de Hg aumentaram de duas a cinco vezes a partir da era
industrial. Assim, devido ao fato de ter um longo período de resistência na
atmosfera, e por ser a contaminação do Hg das cadeias alimentares
lacustres bastante difundida geograficamente, o Hg é visto como um
problema global que desafia esforços nacionais, estaduais e municipais.
Os fatores morfológicos e químicos têm um importante papel na
determinação da taxa de adsorção e sedimentação do Hg no sistema
aquático. A distribuição do mercúrio é fortemente correlacionável como
conteúdo de carbono orgânico, complexos solúveis em água, tais como
humatos e fulvatos que podem qüelar as espécies solúveis e insolúveis na
água; os últimos precipitam-se diretamente da solução para o sedimento.
Grande quantidade de mercúrio é adsorvido no húmus, em pH muito
baixo. Em valores de pH alto, maior proporção de mercúrio é adsorvido
pela fração mineral. Os complexos solúveis de mercúrio são adsorvidos
pelo material particulado orgânico e inorgânico e removidos pela
sedimentação, em recursos hídricos aeróbicos, enquanto, nos sedimentos
anaeróbicos e os compostos de mercúrio precipitados geralmente, são
convertidos a sulfeto mercúrico (HgS), o que, pela sua elevada
11
insolubilidade, reduz a possibilidade de serem reciclados para a coluna
d’água (D’Itri, 1990 apud Queiroz, 1995).
Em ambiente aeróbico a matéria orgânica pode oxidar o Hg
0
para
Hg2
+
, enquanto o processo inverso é observado em ambientes
anaeróbicos e especialmente na presença de ácido húmico (Queiroz,
1995).
A matéria fina em suspensão tem grande capacidade de adsorver
o mercúrio dissolvido. Concentração de 34 mg/kg de peso seco foi
detectada, ligada ao material particulado. A capacidade de adsorção do
mercúrio dissolvido. Concentração de 34 mg/kg de peso seco foi
detectada, ligada ao material particulado. A capacidade de adsorção do
mercúrio é exponencialmente proporcional à média da área superficial
específica das partículas em suspensão com tamanho menor que 60 um
(Queiroz, 1995).
Em condições aeróbicas, parte do HgS presente no sedimento
pode ser oxidado a sulfato, muito mais solúvel, mas este processo é muito
lento e depende do potencial redox. Uma oxidação enzimática pode levar
a uma liberação mais rápida dos íons Hg2
+
(D’ITRI, 1990, apud QUEIROZ,
1995).
3.4 Biodegradação e degradação abiótica
Boening (2000) publicou uma revisão geral dos efeitos
ecológicos, transporte e destino dos compostos mercuriais. Nesta revisão
ele comenta que se acredita que existam dois ciclos envolvidos no
transporte ambiental e na distribuição do Hg. Um é global e envolve, a
partir de fontes terrestres (o transporte) para os oceanos. O segundo ciclo
é mais local e depende da metilação dos mercuriais inorgânicos que se
originam principalmente a partir de fontes antropogênicas. As fases desse
processo ainda são pouco compreendidas, porém envolvem a circulação
atmosférica do dimetilmercúrio formado por meio da ação bacteriana.
12
Assim, níveis ambientais de metilmercúrio dependem do balanço entre a
metilação e a desmetilação bacteriana.
3.5 Bioacumulação, Biomagnificação e o Ciclo Biogeoquímico
O mercúrio bioacumula-se em plantas aquáticas, invertebrados,
peixes e mamíferos. A concentração se eleva quanto maior for o nível
trófico do organismo. A capacidade das espécies inorgânicas do metal
(excluindo-se o mercúrio elementar) e do metilmercúrio de reagir com
ligantes intracelulares parece explicar o alto grau de acumulação desses
compostos. A absorção e acumulação do mercúrio são afetadas pelo
estado de oxidação do metal; as espécies neutras, como por exemplo o
metilmercúrio (CH
3
HgCl), tendem a acumular-se na cadeia alimentar
(WHO, 1989).
Em estudos conduzidos por Lacerda et al. (1994) observou-se
que as concentrações de mercúrio total em músculo de 12 espécies de
peixes coletadas na região mineira de Carajás, no sul do Pará, estavam
relacionadas com o tipo de peixe. Os carnívoros apresentavam
concentrações de Hg maiores que os herbívoros e onívoros. Os peixes
carnívoros maiores apresentavam maior concentração que os menores,
conforme observado anteriormente. O metilmercúrio corresponde a cerca
de 91,7% do mercúrio total nos peixes analisados, enquanto nos
invertebrados bentônicos esse valor cai para 50%. Estudos feitos para se
conhecer a relação entre Hg total e metilmercúrio em músculo de peixes
de lagos com acidez acentuada mostraram que 99% do mercúrio
encontrava-se na forma de metilmercúrio.
Outro estudo, realizado por Maurice-Bourgoin et al. (2000), em
peixes da região de mineração da bacia do rio Madeira, mostrou que os
peixes piscívoros da região do rio Beni apresentaram concentração de
0,33 a 2,30 ug/g, enquanto nos onívoros e naqueles que se alimentam de
lama estes teores variaram de 0,02 a 0,19 ug. O mercúrio acumulado
pelos peixes carnívoros encontrava-se principalmente na forma orgânica
de metilmercúrio e representou 73 a 98% do total analisado.
13
Mason e Laporte (2000) analisando dois rios do estado de
Maryland, constataram que as concentrações de metilmercúrio na biota
aumentam com o nível trófico e que praticamente todo o mercúrio
encontrado estava na forma de metilmercúrio em insetos predadores e
peixes carnívoros que se alimentam de insetos. Os autores consideram
que a transferência dos metais para níveis mais elevados na cadeia trófica
esta relacionada com a habilidade do organismo em depurar o metal e o
modo de acumulação tanto diretamente da água como do alimento.
Queiroz (1995) analisou amostras de peixes da região do
garimpo de Grajaú, no município de Vizeu, no Pará, e os teores
encontrados variaram de <0,014 a 0,279 ug/g para metilmercúrio e de <
0,011 a 0,29 ug/g para mercúrio total, todos inferiores ao limite
estabelecido para consumo humano no Brasil.
As concentrações de Hg em peixes marinhos e de água doce
aumentam com a idade, o que pode ser avaliado através da medida de
seu comprimento. A parede intestinal do peixe é a barreira eficaz à
absorção de cloreto de mercúrio, porém, é facilmente permeável ao
metilmercúrio, acumulando-o preferencialmente no tecido muscular em,
aproximadamente, 50% da dose ingerida (WHO, 1989).
Em estudo de avaliação da presença de Hg em diversos tipos de
peixes, em ambiente contaminado, observou-se que o metal se
concentrava mais intensamente à medida que crescia na cadeia trófica: os
peixes herbívoros apresentavam 0,06 ppm; os peixes que se alimentavam
de invertebrados 0,12 ppm; os onívoros 0,26 ppm; os peixes piscívoros
4,02 ppm (WHO, 1989; Olivero et al., 1997; Boening, 2000). Os níveis de
mercúrio na biota aquática variam entre os espécimes de uma mesma
espécie em diferentes localidades.
O ciclo biogeoquímico do mercúrio é caracterizado pela
desgaseificação do mercúrio nos depósitos de minérios, rochas e águas
naturais, seguida do transporte atmosférico, dominado pelo mercúrio
14
elementar (Hgº), que passa por vários processos cíclicos, como oxidação-
redução, metilação-demetilação e precipitação-dissolução.
Esses processos ocorrem parcialmente ou integralmente na
atmosfera e/ou na superfície terrestre e águas naturais (Johnson e
Lindberg, 1995). A velocidade desses ciclos e a tendência para certas
espécies químicas predominarem são governadas pela variação dos
parâmetros ambientais nos compartimentos água, ar e sedimento.
No ciclo global do mercúrio, é sabido que ambas as fontes,
natural e antropogênica, emitem Hgº para a atmosfera, em forma gasosa,
e seu transporte nessa forma é o mecanismo predominante de dispersão
do mercúrio na superfície terrestre. As reações de oxidação e redução são
importantes mecanismos controladores da taxa de deposição do mercúrio
atmosférico (Lindqvist et al., 1991). A taxa de remoção de mercúrio da
atmosfera depende de vários processos físicos e químicos que
transformam o mercúrio em várias formas de oxidação e estados físicos
(gasoso, particulado, dissolvido ou adsorvido), com subseqüente
deposição na superfície terrestre e aquática (Schroeder et al., 1991;
Rolfhus e Fitzgerald, 1995).
O ciclo biogeoquímico do mercúrio pode ser descrito como uma
série de transformações físicas, químicas e biológicas, ocorrendo em
diversos compartimentos ambientais e em suas interfaces. Essas
transformações conduzem a mudanças nas propriedades físicas e
químicas, assim como na toxicidade do mercúrio (ATSDR, 1994). A figura
1 esquematiza, de modo simplificado, o ciclo biogeoquímico do mercúrio.
15
Figura 1 - Ciclo biogeoquímico do mercúrio
A interação do mercúrio com partículas de aerosóis tem papel
importante na sua química atmosférica e na precipitação, uma vez que
uma grande parte do mercúrio atmosférico oxidado está adsorvida nestas
partículas. A fração do mercúrio total ligada ao particulado tem influência
direta na taxa de deposição seca e úmida, contribuindo para o impacto
local e regional.
Possivelmente, na Amazônia, os mecanismos de deposição
devem ter um importante papel no ciclo biogeoquímico do mercúrio,
considerando-se a grande extensão da copa da floresta, a sazonalidade da
região, assim como a elevada taxa de evapotranspiração desse sistema.
Todavia, a biodiversidade da floresta também deve ser considerada, visto
que as diferentes espécies de plantas devem apresentar diferentes
comportamentos fisiológicos, o que possivelmente não é considerado nos
modelos de deposição de mercúrio em plantas (Hacon, 1996).
16
Na Amazônia Brasileira, a preocupação com a contaminação
mercurial aparece desde a década de 80, quando alguns trabalhos (Mallas
e Benedito, 1986; Pfeiffer e Lacerda, 1988, Pfeiffer et al., 1989, Sena-
Couto, 1990; Nriagu et al., 1992;) enfatizaram a importância da corrida
do ouro na década de 80 para o incremento do mercúrio no ambiente,
bem como a possível contaminação das populações.
Com a descoberta dos primeiros peixes contaminados na
Amazônia em meados da década de 90, a região Amazônica passou a ser
foco de estudos diretos, com resultados que demonstravam realmente
uma contaminação ambiental presente (Martinelli et al., 1988; Malm et
al., 1990; Boishchio et al., 1991; Padovani et al., 1996). Tais estudos
atribuíram essas contaminações ao uso indiscriminado nos garimpos de
ouro. De todo mercúrio negociado até 1989, cerca de 210 toneladas foram
perdidas para o meio ambiente, e estima-se que cerca de 80% (168
toneladas) destes foi lançado no ambiente diretamente pela atividade
garimpeira. (Lacerda e Salomons, 1992). Reafirmado por Fosberg, 1994,
o mercúrio como um dos maiores impactos ambientais causados pela
atividade garimpeira.
Na década de 90 o garimpo tornou-se um assunto polêmico nos
âmbitos nacional e internacional, dada à diversidade de interesses
envolvidos e problemas ambientais gerados. Do ponto de vista ambiental,
o uso extensivo e intensivo de mercúrio metálico no processo de extração
de ouro por amalgamação preocupou diversos setores da sociedade, com
destaque para o setor da saúde (Hacon, 1996).
Mais recentemente, um número crescente de estudos têm
mostrado que a contaminação mercurial pode ser mais freqüente do que a
observada em outros metais, devido ao transporte atmosférico (Mason,
1994; Mason et al., 1994; Fitzgerald, 1998) ou por biomagnificação
(Mason et al., 1996; Schaanning et al., 1996; Vaithiyanathan et al.,
1996).
17
Alguns autores suspeitam que os altos níveis naturais de
contaminação do mercúrio em solo poderiam ser os responsáveis pelo
aumento da contaminação em peixes e posteriormente em seres
humanos, por meio do ciclo biogeoquímico na biota aquática (Roulet e
Lucote, 1995; Roulet et al., 1996), enquanto outros estimam que o
transporte do mercúrio atmosférico poderia ser o responsável pela
freqüente contaminação da região Amazônica (Nriagru, et al., 1992;
Porcella, 1994; Hacon et al., 1995; Lacerda, 1995; Lacerda e Salomons,
1998; Lacerda et al., 1999).
Estudos mais recentes, mostraram que, embora a organificação
do mercúrio ocorra de maneira branda na maioria dos ambientes
aquáticos, locais com bancos de plantas aquáticas seriam responsáveis
pela metilação de mercúrio no ambiente amazônico (Guimarães et al.,
2000; Roulet et al., 2000.).
3.6 A contaminação por mercúrio em ambientes aquáticos
A lixiviação e a erosão de solos contendo mercúrio são processos
que os transferem para a água e o sedimento, tanto em ambientes
marinhos como de água doce. Este fluxo envolve o mercúrio inorgânico,
mas grande parte esta associada com matéria orgânica particulada e
dissolvida. Nos corpos d’água, o mercúrio pode ser lançado diretamente
através de efluentes líquidos ou ser depositado na forma de particulado
inerte ou reativo (Hg
+2
). O íon mercúrico (Hg
+2
) pode estar presente
complexado ou quelado com ligantes, sendo esta, provavelmente, a forma
predominante de mercúrio presente nas águas superficiais (Lindqvist,
1991).
Em águas e sedimentos, o Hg
+2
dissolvido é convertido em metil-
mercúrio por processos químicos e, principalmente, microbiológicos,
quando se trata de ambientes aeróbicos e anaeróbicos (D’Itri, 1992). As
taxas de metilação parecem variar em função de alguns parâmetros
ambientais, como temperatura, pH, carbono orgânico dissolvido e
18
particulado, cálcio e concentrações de sulfeto (Compeau e Bartha, 1985;
Bjornberg et al., 1988; Miller, 1989; Anderson et al., 1987; Pettersson et
al., 1995; Lechler, 1997; Lechler et al., 2000).
O metil-mercúrio, ao contrário da forma metálica, é facilmente
assimilado pela biota, tem a tendência de se acumular nos organismos
(bioacumulação) e magnificar-se através da cadeia alimentar
(biomagnificação) (Bache et al. 1971, Barak e Mazon 1990, Leah et al.
Meili 1991; Bidone et al, 1997; Barbosa et al., 1995).
O peixe constitui a principal fonte de proteína para as populações
ribeirinhas da Amazônia e para aquelas de baixa renda nas áreas urbanas.
Logo, o consumo de peixes predadores pode representar um risco para a
saúde humana dessas populações, principalmente para mulheres em
idade reprodutiva e para crianças (Hacon, 2000).
A meia-vida biológica do mercúrio em peixes, dependendo da
espécie, pode ser de vários anos (D’Itri, 1992, Akagi et. al., 1995; Bidone
et al, 1997). As concentrações elevadas de mercúrio em peixes são
comumente encontradas naquelas espécies que ocupam o topo do nível
trófico (Aula et al., 1994). Entretanto, a extensão da cadeia alimentar, a
taxa de crescimento individual e a idade do peixe são fatores responsáveis
pela variabilidade dos níveis de mercúrio nos predadores. (Kidd et al.,
1995; Trudel, 1997). Outras variáveis a serem consideradas são as
mudanças de hábitos alimentares que freqüentemente variam em função
da idade, assim como podem variar significativamente entre indivíduos da
mesma espécie (Trippel e Beasmish, 1993).
Tanto o mercúrio orgânico quanto o inorgânico são absorvidos
diretamente da água como dos alimentos ou da ingestão dos sedimentos.
No entanto, o metilmercúrio acumula-se mais eficientemente do que o
mercúrio inorgânico na maioria dos organismos aquáticos. Tanto a
absorção como a depuração dependem da forma do metal, da fonte de
exposição (água ou alimento) e do tipo de tecido receptor, resultando em
diferentes padrões de acumulação (NOAA, 1996). Os microorganismos
19
convertem Hg elementar em sais metilmercúrio (CH
3
HgCl) e
dimetilmercúrio. A maior parte dessas reações acontece em sedimentos
de oceanos e rios (PRASAD et al., 2000).
As formas de mercúrio orgânico tendem a ser mais tóxicas que
as inorgânicas para os organismos aquáticos. As concentrações de 1ug/L
de Hg inorgânico afetam esses organismos. Vários são os efeitos
fisiológicos e alterações bioquímicas, além de efeitos na reprodução
associados às concentrações sub-letais de Hg. Essas alterações são
difíceis de serem avaliadas (WHO, 1989).
Em relação às plantas aquáticas, a presença de sedimento e
material húmico reduz a disponibilidade do Hg por meio de adsorção. Os
compostos organomercuriais, tais como cloreto de metil ou butilmercúrio,
são mais tóxicos para as plantas aquáticas que as formas inorgânicas
(WHO, 1989).
Em geral, os fatores que influem na toxidade do Hg aos
invertebrados aquáticos incluem a sua concentração e especiação, estágio
de desenvolvimento do organismo, temperatura, salinidade, dureza,
oxigênio dissolvido e fluxo da água. Assim, o estágio larval é o mais
sensível no ciclo biológico dos invertebrados. A toxidade do mercúrio
aumenta com a temperatura e diminui com a dureza da água e é menos
acentuada em sistemas estáticos, como lagos, do que em rios, com fluxo
constante de água.
Amostras de sete espécies de peixes piscívoros, onívoros e
herbívoros de 12 localidades do rio Madeira, Brasil, foram analisadas e os
valores encontrados variaram de 0,41 a 6,66 nmol/g dependendo da
espécie considerada (Dorea et al., 1998).
O acúmulo de mercúrio nas cadeias aquáticas e terrestres resulta
em risco para o homem, principalmente através do consumo de peixe de
águas contaminadas, particularmente os predadores, como atum, peixe
espada e outros peixes de água salgada – mesmo se pescados distantes
20
da região costeira -, frutos do mar como mariscos, além de pássaros e
mamíferos que se alimentam de peixes e ovos de pássaro (WHO, 1976).
Os sais de mercúrio e, principalmente, os organomercuriais são
rapidamente absorvidos por organismos aquáticos. Estes, e
particularmente os insetos, acumulam mercúrio em altas concentrações.
Os peixes absorvem o Hg com facilidade e o acumulam em seus tecidos,
principalmente na forma de metilmercúrio, embora se exponham ao Hg
inorgânico. A fonte de metilação é duvidosa, porém, evidências sugerem
que a ação bacteriana seja a causa da metilação em organismos
aquáticos. Os níveis ambientais do metilmercúrio dependem do balanço
existente entre a metilação e a desmetilação bacteriana. Aparentemente,
a conversão no peixe a metilmercúrio acontece em função da metilação
bacteriana do Hg inorgânico que pode ocorrer tanto no ambiente, quanto
por meio das bactérias encontradas nas guelras, superfície ou intestinos
do peixe. Poucas são as evidências de que os peixes metilem ou
demetilem Hg (WHO, 1989). Em sistemas aquáticos, o Hg é metilado
incorporado em microorganismos e bioacumula-se através da cadeia
alimentar onde ocorre à exposição humana, frequentemente por ingestão
de peixe.
Alguns estudos têm confirmado que as cheias periódicas dos rios
amazônicos provocam a disseminação do mercúrio no meio ambiente
aquático, lagos de várzea e igapós, onde características dominantes das
águas, como baixa condutividade e baixo pH e elevada concentração de
matéria orgânica, associados a uma elevada atividade microbiológica,
facilitam as reações de metilação (Lacerda et al., 1990). Como resultado
desse processo de transformação, forma-se o metil-mercúrio que possui
alta estabilidade e solubilidade na água, sendo incorporado à cadeia
alimentar, ao longo da qual vão sendo concentrados ao mesmo tempo,
esses ambientes representam locais de engorda e reprodução de inúmeras
espécies.
21
Os efeitos danosos causados pela bioacumulação de
metilmercúrio (Me-Hg) em biotas dos sistemas aquáticos de água doce
têm causado crescente preocupação internacional nas últimas duas
décadas. Enquanto numerosos artigos têm mostrado elevados níveis de
mercúrio em peixes de lagos naturais (Björklund et al., 1984; Swain e
Helwing, 1989; Hakanson et al., 1990; Wren et al., 1991; Schetagne e
Verdon, 1999), concentrações em biotas aquáticas de reservatórios são
geralmente altas e tem sido encontradas ligeiramente mais altas, de
acordo com o enchimento do reservatório (Potter et al., 1975; Cox et al.,
1979; Meister et al., 1979; Bodaly et al., 1997; Tremblay e Lucotte, 1997;
Tremblay, 1999).
A absorção do mercúrio presente na água por organismos
aquáticos, é influenciada pela concentração deste elemento, pela taxa
metabólica e pela eficiência de absorção (disponibilidade), determinada
pelas características do ambiente aquático. Este último fator é menos
entendido e talvez seja a condição mais importante que governa a
absorção do mercúrio pelos peixes em condições naturais. (Stones e
Wren, 1987, apud Queiroz, 1995).
A metilação é influenciada por fatores tais como temperatura,
concentração de bactérias presentes no meio, pH, tipo de solo ou
sedimento, concentração de sulfito e condições de óxi-redução do meio e
de variações sazonais (Chen Yan et al., 1994 apud Villas Boas, 1997).
Em águas com pH baixo e pequenas concentrações de cálcio, os
peixes podem apresentar altas concentrações de mercúrio. Uma hipótese
para isto é que, nestas condições, há uma maior absorção do mercúrio
pelas guelras, pois a permeabilidade das mesmas é mediada pelo cálcio, e
qualquer metilmercúrio produzido na coluna d’água de lagos acidificados
está diretamente disponível para a absorção através delas. Para valores
de pH maiores que 6, este efeito é mínimo (D’Itri, 1990, apud QUEIROZ,
1995).
22
Enquanto alguns microorganismos metilam os metais nos
sistemas aquáticos, outros podem desmetilá-los. Esta interconversão,
metilação/desmetilação, pode estabelecer um sistema ecologicamente
dinâmico de reações competitivas que produzirá uma concentração
equilibrada, entre os vários metais e metalóides e suas formas metiladas,
no ambiente. Contudo a introdução de quantidades adicionais pelas
atividades antropogênicas pode romper este equilíbrio. Bactérias do
gênero Pseudomonas, que são resistentes ao CH3Hg+, induzem a
desmetilação deste composto a Hg
0
volátil. A degradação microbiana do
CH3Hg+ a Hg
0
e metano tem sido observada nos sedimentos de lagos e
rios e na coluna d’água (D’Itri, 1990, apud Queiroz, 1995).
A concentração de metilmercúrio encontrada nos peixes
demonstra que o processo de desmetilação natural não consegue
degradar o CH3Hg+ na mesma velocidade com que ele é produzido nos
sedimentos, na coluna d’água, ou no intestino dos peixes, e assimilado
por estes (D’Itri, 1990, apud Queiroz, 1995). Em águas contaminadas, o
mercúrio encontra-se predominantemente ligado ao material particulado
(WHO, 1976).
3.7 O mercúrio nos peixes
Tem-se observado concentrações bastante elevadas de mercúrio
em peixes amazônicos, particularmente aqueles carnívoros (de topo de
cadeia trófica) e que têm maior longevidade (Akagi et al., 1995; Bidone,
1997). O fenômeno é explicado pela elevada bioacumulação do mercúrio
ao longo da cadeia trófica (Aula et al., 1994). Assim, as algas e plantas
aquáticas apresentam concentrações poucas vezes maiores do que as das
águas. Os peixes que consomem exclusivamente estas algas e plantas
têm concentração algumas vezes maiores que às das algas e plantas e
assim por diante até atingirmos peixes como o pintado ou a piranha, que
apresentam concentrações até um milhão de vezes superiores às da água
(Wassermann, 2001).
23
O enriquecimento dos peixes de maior longevidade está
relacionado ao fato de mercúrio ser muito dificilmente eliminado pelo
organismo (Trudel, 1997). Assim, à medida que o organismo envelhece,
suas concentrações em mercúrio aumentam constantemente e os
organismos que vivem mais tempo vão ter maiores concentrações de
mercúrio (Wassermann, 2001).
Outro aspecto que aumenta ainda mais o potencial de
contaminação dos peixes é que à medida que subimos na cadeia trófica,
não apenas a concentração de mercúrio aumenta, mas também vai
ocorrendo transformação em metil-mercúrio. Em um peixe carnívoro
adulto podemos encontrar mais de 90% do mercúrio na forma metilada
(Malm et al., 1995). Este valor nas águas não ultrapassa os 2% (De Diego
et al., 1999).
Até há pouco tempo, o mercúrio presente nos peixes era
exclusivamente atribuído à atividade garimpeira, o que parecia lógico, na
medida em que na Amazônia nunca foram observadas rochas que
apresentassem elevadas concentrações de mercúrio, sendo por
conseqüência um ambiente com baixas concentrações naturais deste
elemento (Rodrigues- Filho e Maddock, 1994).
Contudo, estudos feitos em peixes da usina hidroelétrica de
Tucuruí demonstraram que apesar do ambiente estar muito distante de
qualquer possível fonte de mercúrio, as concentrações de mercúrio nos
organismos eram elevadas (Aula et al., 1994).
Várias hipóteses foram levantadas para explicar tal
comportamento e a que talvez seja a mais convincente é de que o
mercúrio, como elemento volátil, teria na atmosfera sua principal via de
transporte. Isto ficou comprovado em estudos sobre as taxas de emissão
de mercúrio dos rios, onde sua forma volátil apresenta concentrações até
20 vezes maiores que sua saturação, indicando considerável perda para a
atmosfera (Amouroux et al., 1999).
24
Pfeiffer et al., (1989) observaram que, na região de mineração
de Rondônia, as concentrações nas águas de rios tributários de florestas
variavam de 0,1 a 8,6 µg/L. Nas partes comestíveis de peixes desses rios
a concentração de mercúrio atingia até 2.700 µg/L de peso seco, cinco
vezes o recomendado pela legislação brasileira para consumo humano.
As regiões de mineração bolivianas, da bacia do rio Madeira,
também foram estudadas. As concentrações medidas nas águas
superficiais da bacia do rio Madeira variaram de 2,24 a 2,57 ng/L nas
águas glaciais do rio Zongo, passado para a faixa de 2,25 a 2,57 ng/L nas
águas glacias do rio Zongo, passando para a faixa de 2,25 a 6,99 ng/L em
Porto Velho, na região de exploração de ouro aluvial, até 9,49 a 10,86
ng/L na sua confluência com o rio Amazonas (Maurice-Bourgoin et al.,
2000).
Marins et al. (1998), ao analisar a presença de Hg no sedimento
da baía de Sepetiba, observaram um aumento 10 vezes maior do que os
valores encontrados como níveis normais no ambiente, e admitiram que o
potencial de disponibilidade do Hg em sedimentos da costa é dependente
dos processos biogeoquímicos que afetam o metal após a sua deposição.
A concentração de mercúrio em sedimentos foi medida por volta
dos anos 60, antes de ser identificada como um problema ambiental, e
estes dados servem de referências básicas para muitas matrizes.
Dependendo da localização, esta concentração tem variado de 10 a 200
ug/kg. A grande maioria das análises contemporâneas, indicam os
sedimentos dos sistemáticas aquáticos têm sido contaminados pelo Hg e
sua taxa vem aumentando a partir do século passado. Em alguns locais,
onde posteriormente se realizaram novas medições, a concentração de
mercúrio aumentou de 5 a 10 vezes.
Nos sedimentos da baía de Minamata, no Japão, onde ocorreu à
doença de Minamata, a concentração de mercúrio, naquela época,
alcançou níveis de até 2.010 mg Hg/kg (peso seco), nas confluência do
25
canal de descarga da fabrica da Chisso, que liberava CH3Hg+ (D’tri, 1990
apud QUEIROZ, 1995).
Nem sempre as atividades de mineração, aparentemente, levam
a elevada contaminação. Ikigura e Akagi (1999) avaliaram os níveis de
exposição ambiental em regiões de mineração de ouro no lago Vitória, na
região da baía de Nungwe na Tanzânia. Porém, as concentrações de Hg
encontradas em peixes, eram baixas, variando entre 1,8-16,9 ppb, sendo
a média de 7 ppb. Os teores de Hg no cabelo de moradores da região
foram de 156-5.433 ppb, média de 947 ppb que representa os níveis
referência normalmente encontrados na população em geral. Os autores
comentam que nessa região a atividade de mineração não causou
aumento de metilmercúrio disponível para bioacumulação em organismos
aquáticos da cadeia alimentar.
3.8 A atividade de Piscicultura
Nas décadas de 80 e 90, a piscicultura se tornou a atividade
econômica vinculada à agricultura, com maior crescimento de produção,
sendo este estimado em 10% ao ano (Ceccarelli et al.,; 2000, Valenti et
al., 2000). Um dos fatores para esse crescimento, foram ações de
pesquisa, com a participação de Universidades em conjunto com os
órgãos públicos e privados (Valenti et al., 2000).
O conhecimento gerado sobre as espécies regionais propiciou a
produção de espécies nobres para as populações regionais, peixes como
Pintado (Pseudoplatystoma coruscans), Matrinxã (Brycon sp), Cachara
(Pseudoplatystoma fasciatum), Tambaqui (Colossoma macropomum),
Tambacu, Pacu (Piaractus mesopotamicus), o híbrido Tambacu (Tambaqui
X Pacu) e outros, associados à produção de Tilápia e Carpa na região Sul,
alavancando a atividade no País.
Os estudos sobre a aqüicultura brasileira revelam que a base
concentra-se em pequenas propriedades. Dos organismos aquáticos
cultivados no Brasil, os peixes de água doce são os únicos presentes em
26
todos os estados do país. Na produção nacional total do país, estimada em
115 mil toneladas, com um predomínio marcante dos peixes de água
doce, com cerca de 80 % de toda a produção.
Segundo Valenti et al., (2000), a criação de organismos
aquáticos está centrada em três pilares: a produção lucrativa, a
preservação do meio ambiente e o desenvolvimento social. Os três
componentes são essenciais e indissociáveis para que se possa ter uma
atividade perene, possibilitando o aproveitamento efetivo dos recursos
naturais locais, com geração de renda, criação de postos de trabalho
assalariados e/ou emprego e fornecimento de proteína para a população.
A região Centro-Oeste, ricamente abastecida por rios das bacias
hidrográficas do Prata e Amazônia, possui um sistema de aqüicultura com
99% de peixes de águas continentais e, destes, 75 % de espécies nativas
Benites, 2000 in Valenti, 2000). Merece destaque o cultivo de grandes
bagres, como os surubins, que representam a melhor opção entre as
espécies autóctones para a piscicultura intensiva, nos próximos anos,
principalmente pela proibição da criação de espécies exóticas na região.
No Mato Grosso, a atividade de piscicultura tem se configurado,
como uma das melhores formas de agregação de renda e/ou alimento,
para os pequenos e médios agricultores, já que o potencial hídrico da
região, aliado características climáticas (sem períodos intensos de frio) e à
disponibilização de alimento natural, fornece as condições ideais para o
cultivo das diversas espécies presentes na região que, conforme Benites,
(2000) in Valenti, (2000), são representadas por 14 espécies, mais o
híbrido Tambacu. Com o advento de tecnologias de produção, o Estado
caracteriza-se como um dos mais promissores produtores de peixes do
país.
No norte de Mato Grosso, a iniciativa para a produção do pescado
nasceu timidamente por ações de produtores independentes que, no início
da década de 80, importaram alevinos de espécies exóticas (Carpas e
Tilápias) de outros estados do país, inicialmente sem fins comerciais,
27
sendo que os peixes eram colocados em pequenos tanques construídos
manualmente em suas propriedades.
A criação de centros de produção de alevinos e treinamento para
pequenos e médios produtores comunitários para a utilização de métodos
de reprodução induzida, por meio de aplicação de hormônios hipofisários
em espécies nativas, tem proporcionado um crescimento significativo na
atividade de piscicultura na região norte de mato Grosso. Hacon et al.
(2003) identificou mais de 500 propriedades com presença de cultivo de
peixes em 12 municípios do norte de Mato Grosso, dentre os quais vários
com atividade em áreas de antigas atividades garimpeiras, com cultivo
das mais variadas espécies, não carnívoras principalmente o híbrido
Tambacu, e de espécies carnívoras principalmente o Cachara. No mesmo
estudo, foi identificado que no período do final da década de 90, as
associações de piscicultores já tinham comercializado mais de 200
toneladas de peixes produzidos na região, e que a atividade estava em
franco desenvolvimento.
A produção atual de alevinos, segundo a Associação dos
Aqüicultores da Região Norte do Estado de Mato Grosso, ultrapassou os 15
milhões no ano de 2006, dentre os quais se destaca a produção de
Tambaquis, Piaus, Pacus e Cacharas.
28
4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Região de Estudos: Bacias hidrográficas e pisciculturas
Os estudos foram realizados nos municípios de Alta Floresta e
Paranaíta, extremo Norte do Estado de Mato Grosso (Figura 2).
Alta Floresta
Paranaíta
MATO GROSSO
ESCALA:
10 cm = 10Km
Bolívia
GO
TO
RO
PA
12º S
52º W 2º
10º S
MS
AM
60º W
N
Paranaíta
Alta Floresta
MATO GROSSO
.
Figura 2 – Municípios de Alta Floresta e Paranaíta Região do Norte de Mato Grosso
Na região o clima pertence ao grupo A (tropical chuvoso), com
tipo climático Am, caracterizando-se por um pequeno período de
estiagem, sem influência significativa no comportamento da vegetação
(Matos, 1995).
O balanço hídrico, com uma retenção hídrica de 125 mm,
demonstra uma precipitação pluviométrica total anual de 2364 mm, um
déficit hídrico de 352 mm entre os meses de maio e setembro,
caracterizado como inverno seco e um excedente de 1071 mm, que vai de
29
outubro a abril no verão chuvoso. A temperatura média anual é de 26,5
ºC, variando de 23 a 37º C durante o ano. (Matos, 1995; Silva-Filho,
2001).
O relevo é plano e montanhoso, com cotas topográficas mais
elevadas ocorrendo ao norte e a oeste da região, caracterizando a classe
de relevo forte ondulado e montanhoso, enquanto que, ao sul e a leste,
são encontradas classes de relevo plano e ondulado, com vales em forma
de “V” e encostas longas com topos planos e arredondados. O relevo
apresenta predominância de rochas do complexo Cristalino, abrangendo
desde o Proterozóico até o Paleozóico não diferenciado. Os solos
predominantes são os podzólicos distrófico. A depressão Interplanática da
Amazônia meridional é a mais extensa unidade geomorfológica da área
que compreende o piso regional do relevo, posicionando-se entre 250 a
450 metros de altitude (Matos, 1995 apud Hacon, 1996).
Foram consideradas como unidades de análise a bacia
hidrográfica do Rio Teles Pires e pisciculturas dos municípios de Alta
Floresta e Paranaíta. Sendo Paranaíta com pisciculturas e bacias de
drenagens em ambientes com histórico de garimpo e Alta Floresta sem
histórico de garimpo.
Os Rios Teles Pires e o Rio Paranaíta foram os rios caracterizados
neste estudo como os rios da Bacia de Drenagem para coleta. Rios
escolhidos em função da piscosidade; proximidade dos municípios e, por
estes serem os rios que fornecem as matrizes reprodutivas para as
pisciculturas da região.
30
PARA
MATO GROSSO
Rio
31
Figura 3 – Seta indica local de coleta no Rio Teles Pires Alta Floresta Extremo Norte de
Mato Grosso
Figura 4 – Seta indica local de coleta no Rio Paranaíta Extremo Norte de Mato Grosso
Alta Floresta Mato Grosso
32
As etapas para a seleção das piscicultura seguiram-se uma pré-
avaliação de dados secundários disponíveis nas prefeituras, Associações e
Cooperativas. Posteriormente foi feito uma checagem in loco confirmando
a existência das pisciculturas e avaliando os critérios de elegibilidade para
escolhas destas áreas. Para isso foi aplicado um questionário semi aberto,
que possibilitou caracterizar todas as pisciculturas.
Uma vez levantadas, e visitadas in loco, e com os questionários
preenchidos, foi possível identificar um cadastro geral de 116
propriedades com pisciculturas, sendo que no período da pesquisa, 70 em
Alta Floresta e 22 em Paranaíta apresentavam algum tipo de viveiro com
criação de peixes. Destas, 10 em Alta Floresta (sem histórico de atividade
garimpeira) e 10 em Paranaíta (com histórico de atividade garimpeira)
apresentavam critérios de elegibilidade anteriormente estabelecidos:
possuir pelo menos 2 anos de atividade de criação de peixes e os peixes
atuais de cultivo possuírem acima de 6 meses de idade.
4.2 Georeferenciamento das áreas de Estudo
Técnicas de geoprocessamento foram aplicadas durante o estágio
de coleta e análise dos dados. O Sistema Global de Posicionamento (GPS
Garmin 12) foi usado para identificação das localidades em estudo, áreas
de piscicultura com e sem histórico de garimpo. O objetivo do
georeferenciamento foi à plotagem das localidades em mapas
cartográficos de Alta Floresta e de Paranaíta, baseada em imagem de
Satélite Land Sat 7, usando o Sistema Geográfico de Informação (GIS)
(Xavier, 2001).
Posteriormente, os pontos coletados por GPS foram plotados nas
imagens para o dimensionamento das áreas de lâmina d’água com e sem
peixes em ambos os municípios e a caracterização das áreas degradadas
pelo garimpo no município de Paranaíta. Este trabalho foi realizado por
meio do programa Auto Cad 2000. O método de mensuração das lâminas
d’água com e sem peixes, bem como das áreas degradadas pela atividade
garimpeira, foram adquiridas pelos cadastros e informações dos
33
piscicultores e por grau de coloração das imagens de Satélite seguindo o
método proposto por Xavier, (2001).
4.3 Coleta das Amostras
4.3.1 Peixes
A análise dos questionários propiciou a identificação dos tipos de
peixes presentes nos viveiros, bem como os tipos de viveiros. Definiu-se a
coleta das amostras de peixes em função do tipo de viveiro, sendo que,
em viveiros muito profundos, com presença de restos de árvores e
entulhos (viveiros sem a prévia limpeza para o enchimento), utilizou-se
linha e anzol; já em viveiros escavados, isto é, previamente limpos e
rasos, utilizou-se uma rede de arrasto para coleta dos peixes.
Os peixes coletados foram identificados quanto à espécie, peso,
comprimento (padrão e total), data e local de coleta, hábito alimentar.
Posteriormente, as amostras foram acondicionadas em caixas de isopor
com gelo e, finalmente, em um freezer.
No laboratório, foi confirmado o comprimento total e o peso de
cada amostra. As porções da musculatura analisadas foram as seguintes:
para peixe pequeno (até 2 kg), uma metade longitudinal foi tomada para
análise; os peixes maiores foram cortados em três fatias do músculo
transversal – uma na parte de trás da membrana peitoral, uma parte
entre a membrana peitoral e a abertura e uma imediatamente atrás da
abertura. Os pedaços foram triturados em um triturador de alimentos e
misturados até a completa homogeneização. As frações para
determinação de mercúrio total foram tomadas da amostra
homogeneizada.
4.3.2 Físico-Química da Água
Os parâmetros físico-químicos foram determinados em amostras
de 4 propriedades em Paranaíta e 4 propriedades em Alta Floresta. Esse
número de propriedades foi escolhido devido à necessidade de as análises
34
serem feitas em um mesmo período. Estes compreenderam o intervalo
das 08:00 às 10:00 horas da manhã, para assim auxiliar nos efeitos
comparativos, e por ser um período de pouca variação diária das
características físicas e químicas de cada viveiro, conforme recomendação
de Ribeiro (1999). A realização dos mesmos em todas as propriedades
seria praticamente impossível. Os equipamentos utilizados para a medição
dos parâmetros, foram calibrados de acordo com a orientação dos seus
respectivos manuais, considerando que os mesmos estavam sendo
utilizados pela primeira vez.
Não houve o armazenamento de água para coleta, pois as
medições foram realizadas todas no local, com a inserção dos bulbos dos
equipamentos nos viveiros, sendo os resultados transcritos no momento
da coleta. As medidas foram realizadas próximo aos sistemas de
escoamento, devido à facilidade em realizar estas análises, seguindo o
modelo de Melo (1993). A temperatura da água (ºC) e teor de oxigênio
(mg/L), foram mensurados com oxímetro YSI-55 com sensor para
temperatura; o pH por meio de um pHmetro portátil BERNAUER F
-1
002.
Todas as medições foram realizadas junto à superfície, com lâmina
d’água, de até 10 cm, uma vez que a padronização da profundidade evita
as variações geralmente apresentadas em tanques de pisciculturas que
possuem estratificação térmica, que pode influenciar na temperatura, pH
e O
2
(Ribeiro, 1999; Cantelmo, 2000; Ceccarelli et al., 2000). A
transparência (m), foi medida por meio de um disco de Secchi, com 20 cm
de diâmetro, como recomendado por Melo (1999) e Ceccarelli (2000). As
amostras de água para determinação da alcalinidade total (mg/L) foram
coletadas sob profundidade de 30 cm, evitando a influência dos sólidos
presentes na superfície, em intervalos quinzenais, pois segundo Wetzel
(1993), o carbonato de cálcio (CaCO
3
), sofre alterações sazonais.
4.3.3 Análise de Hg-Total Peixes
De 0,2 a 0,5g de amostras foram pesadas (peso úmido), a
0,1mg, em tubos plásticos de fundo cônico, de 50 mL, com tampa
35
plástica, de rosca. Em seguida, adicionaram-se 10 mL de mistura
sulfonítrica (1:1), contendo 0,1% de pentóxito de vanódio. Após 30
minutos de espera, para a pré-digestão, os tubos foram aquecidos em
bloco digestor, a 80-90 ºC, por um período de 30 minutos, ou até a
digestão total da amostra. Durante o processo, os tubos foram mantidos
levemente fechados. Em seguida, retiraram-se os tubos do bloco digestor,
deixava-se resfriar e adicionavam-se de 5 a 10 mL de permanganato de
potássio 5% m/v, garantindo a permanência da cor violeta, e mais 1mL de
dicromato de potássio 1% m/v. Os tubos eram assim mantidos, em
geladeira, até o momento da análise.
As determinações de mercúrio foram realizadas por
espectrometria de absorção atômica pela técnica do vapor frio, utilizando
um gerador MHS-10 (P. Elmer), acoplado a um espectrômetro de
absorção atômica Varian AA6, utilizando barohidreto de sódio 8% m/v
como redutor. Assim as amostras digeridas eram deixadas alcançar a
temperatura ambiente, e o excesso de permanganato de potássio
reduzido com 0,5mL de hidroxihamina 50% m/v, e avolumadas a 50 mL,
no próprio tubo de digestão. Desta solução, eram retiradas alíquotas
convenientes, (1 a 10mL), levadas ao frasco de reação, onde o volume
final foi sempre de 10mL, avolumados, quando foi o caso, com água
deionizada. As medidas foram feitas a altura de pico, em x=253,7 nm,
utilizando uma lâmpada de cátodo oco como fonte primária.
Foi utilizado o material certificado de referência DORM-2
(Dogfish), do National Research Council of Canadá, no acompanhamento
da metodologia empregada nas determinações de Hg total nos peixes,
intercalando-se duplicatas ao longo das séries de bateladas do trabalho.
Os resultados encontrados, em µ
µµ
µg/g, estão resumidos no quadro abaixo e
referem-se às médias encontrado. O valor certificado pelo NRC é 4,64 ±
±±
±
0,26 µ
µµ
µg/g
36
Batelada 1 Batelada 2
Batelada 3
Batelada 4
Batelada 5
Batelada 6
Média Desvio
Padrão
4,4 4,5 4.4 4.5 4.4 4.7 4.5 0,1
Observação: o teor de água deste material foi determinado em alíquota a
parte.
4.4 Análises estatísticas
Um banco de dados foi elaborado para facilitar as análises
estatísticas. Foram usadas análises estatísticas descritivas para ilustrar as
concentrações de mercúrio em peixes e para caracterizar variáveis
importantes na atividade de piscicultura (calagem, profundidade,
adubação).
Para a análise de média todos os dados foram testados para
avaliação da normalidade e da homogeneidade da variância. Para aqueles
dados que apresentaram esta homogeneidade foram realizados testes T,
sendo estes: concentração Hg X áreas de garimpo e sem garimpo;
concentração Hg X Peixes Carnívoros e não Carnívoro; concentração Hg X
comprimento, peso e idade de não carnívoros; concentração Hg X
comprimento e peso de Carnívoros; e ANOVA com teste Tukey para
identificação das médias diferentes: Hg X tipo de alimentação; Hg X tipo
de sedimento.
Para aqueles dados que não apresentaram homogeneidade da
variância foi utilizado o Teste não paramétrico de Mann-Whitney (para
detectar diferença de médias). Estes testes não paramétricos foram feitos
para concentração Hg Carnívoros entre os dois ambientes, garimpo não
garimpo; concentração Hg não carnívoros entre os dois ambientes,
garimpo e não garimpo; concentração Hg em peixes cultivados e das
bacias de drenagens para os dois municípios.
37
38
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 –Geo-referenciamento
Os resultados aqui apresentados demonstram inicialmente os
dados de cálculo da área geo-referenciadas no início dos trabalhos, com a
identificação das pisciculturas presentes nos dois municípios estudados,
bem como uma avaliação do potencial de aumento da atividade e da
presença das pisciculturas nas proximidades de ambientes garimpados e
de bacias de drenagem.
Nas pisciculturas visitadas em Alta Floresta foi mensurada uma
área total de 172,4 hectares de lâmina d’água com peixes, e por
estimativa cerca de mais de 200 hectares com áreas já preparadas para
criação de peixes que se encontram sem utilização para este fim,
desconsiderando os rios e pequenos riachos. Em Paranaíta foi encontrada
uma área menor de lâmina d’água com peixes, com uma área total de
54,4 hectares e mais de 100 hectares de áreas prontas para o cultivo que
se encontram sem a atividade.
Esses dados mostram-se essenciais para planejamentos futuros
da atividade de piscicultura, considerando as informações técnicas
apresentadas por Kubitza, (1998) Cantelmo, (2000) e Cecarelli (2000), de
estimativas ideais de produção, para um sistema semi-intensivo de
criação, de 2 metros quadrados de lâmina d’água para cada peixe, a
região pode prever e adequar e planejar os próximos anos.
5.2 Caracterização das pisciculturas
De todas as pisciculturas identificadas nos dois municípios, 68%
apresentam-se como represas, com abastecimento de água por pequenos
riachos e de nascentes das proximidades. Das 92 propriedades
levantadas, 75% possuíam entre 5000 e 10000 m
2
, e o restante acima de
10000m
2
. Os viveiros em sua ampla maioria, 84% não receberam
39
calagem
1
e/ou adubação. Segundo os proprietários devido à extensão
destas áreas, e como, geralmente, são áreas de represas, o processo de
calagem, indicado para a atividade de piscicultura não foi possível. A
adubação, embora também inviabilizada em muitos viveiros, foi
dispensada pela grande quantidade de matéria orgânica presente no
momento do alagamento das áreas, como árvores e capins. Os viveiros
restantes são tanques, escavados na terra, recebendo água de represas
pré-constituídas com outras finalidades, e/ou abastecimento de água da
propriedade. Estes tanques receberam calagem e adubações, e, assim
como as represas, possuem fluxo contínuo de água.
A profundidade média (em metros) encontrada nos viveiros foi de
2,12 ± 0,52 com máxima de 3,5 metros e mínima de 1,2 metros, com
viveiros com idade de 55 ± 9,02 meses.
Das 92 pisciculturas, em 69 já foram fornecidas ração farelada
de milho e/ou arroz, acrescida com subprodutos da propriedade; 12
forneciam apenas subprodutos da propriedade, como mamão, melancia,
sobras de comida, milho e outros, e as 11 restantes alimentavam seus
peixes com ração extrusada e balanceada.
Nos municípios em estudo, as espécies Tambaqui (Colossoma
macropomum) e o Tambacu híbrido Tambaqui e Pacu (Piaractus
mesopotamicus), foram colocados nos viveiros como espécies principais,
devido à disponibilidade destes peixes na região.
5.2.1 Características dos Viveiros selecionados para o estudo
Características gerais
As características dos viveiros selecionados exemplificam o
padrão geral das pisciculturas da região, caracterizada como uma
atividade semi intensiva, com cuidados mínimos sobre o sistema de
1
A calagem geralmente é realizada em viveiros com propensão a ter predadores, deste modo a elevação rápida
do pH, a uma esterilização do ambiente. A calagem também, é realizada em viveiros com pH ácidos e pouca
reserva alcalina.
40
criação, aliadas a utilização da disponibilização das características
propícias de tamanhos de área e características dos peixes para um
sistema de produção (Castangnoli, 1984; Tavares, 1995; Val e Honczaryk,
1995; Film, 1995; Kubitza, 1998; Ricardo, 1999; Cantelmo, 2000 e;
Cecarelli et al., 2000).
Conforme apresentado na Tabela 1, características marcantes
dos viveiros esta na profundidade, alta para sistemas de criação,
evidenciando principalmente Paranaíta, que possuí dentre os viveiros de
criação, buracos profundos oriundos de antigas cavas de garimpo o que,
segundo os proprietários, dificulta a preparação do ambiente dos viveiros,
com adubação e calagem. Assim como a viabilidade econômica e,
também, conforme indicado pelos produtores, falta de assistência técnica.
Tabela 1 – Características dos viveiros escolhidos para o estudo e coleta de peixes para
determinação de Hg Total nos municípios de Alta Floresta (sem histórico de Garimpo) e
Paranaíta – MT (com histórico de garimpo)
Alimentação* Adubação Calagem
Município
N Prof.
(média***)
Idade
(meses)
Ração** Farelo Sim Não Sim Não
A.
Floresta
10 1,80 ±
±±
± 0,27 62 ±
±±
± 33 1 9 4 6 5 5
Paranaíta 10
2,38 ±
±±
± 0,49 39 ±
±±
± 24
1 9 2 8 1 9
* Alimentação dos peixes com subprodutos da propriedade (frutas e restos de comida), e alimentos
farelados (farelo de arroz e milho)
** Foi considerada como ração, as extrusadas e com balanceamento de proteínas
*** Esta profundidades média configura-se da soma das profundidades média de todos os viveiros.
Alimentação nestes viveiros
Apenas duas das propriedades apresentam alimentação com
ração extrusada, uma em Paranaíta e outra em Alta Floresta, sendo as
outras com alimentação de farelo de Milho e complementadas com
utilização de subprodutos da propriedade (restos de frutas). Contudo
todas apresentaram um fornecimento de alimentação. O incremento de
41
alimento, seja ele de origem balanceado ou não se configura como uma
das características mais marcantes na diferenciação e exposição dos
peixes ao mercúrio, considerando principalmente os processos, até hoje
estudados, de biomagnificação e bioacumulação de Hg nos peixes.
Principalmente conforme descrito por vários estudos, que demonstram a
elevação das concentrações de Hg nos peixes de acordo com a cadeia
trófica (Mason et al., 1996; Schaanning et al., 1996; Vaithiyanathan et
al., 1996; Bache et al. 1971, Barak e Mazon 1990, Meili 1991; Bidone,
1997; Barbosa et al., 1997; Hacon, 2003). O input de alimentos na biota
aquática diminui o período normal de crescimento dos peixes, portanto
diminuindo o período de exposição e as concentrações de Hg nos
ambientes aquáticos.
5.2.2 Parâmetros Físicos e Químicos
Os processos físicos e químicos da água exercem influência sobre
o processo de metilação e, segundo Björklund et al., (1984); Gilmour e
Henry, (1991), em lagos ácidos e de baixa condutividade, as
concentrações de Hg em peixes são geralmente mais altas do que em
lagos neutros e de alta condutividade; já Callister e Winfrey (1986),
Porvari e Vertra, (1995), Watras et al., (1995), Driscoll et al., (1995)
afirmaram que o processo de metilação do mercúrio aparece
principalmente em condições anóxicas e o aumento da temperatura pode
estimular o processo de metilação do mercúrio, como apresentado no
Lago de Kena na Finlândia, onde foram encontrados grandes atividades de
metilação, em temperaturas de 35 ºC (Matilainen, 1995).
Para atender uma boa produtividade em pisciculturas, o pH deve
estar em uma faixa de 6,5 e 7,5; oxigênio dissolvido entre 3 e 5 mg/l, a
condutividade entre 20 e 100µS/ cm, e transparência Secchi entre 30 a 40
cm e a temperatura do corpo d´água entre 26 a 29 ºC. Para que esses
valores sejam atingidos, os piscicultores deveriam adubar os seus
tanques, aplicar a cal, e controlar o fluxo da água. Em comparação com
esses valores apontados como ótimos para atividade de piscicultura, os
42
resultados obtidos no presente estudo, apresentados na Tabela 2 são, na
maioria, adversos à criação de peixes, e ao mesmo tempo favoráveis ao
processo de metilação. Assim sendo, em Alta Floresta o valor médio de pH
foi de 5.7±0.6 enquanto que para a condutividade foi de 19 ± 7,
resultados semelhantes aos de Paranaíta com pH médio 5.3±0.2 e
condutividade 12.26±5.96. Os valores encontrados para oxigênio
dissolvido também mostraram condições favoráveis ao processo de
metilação em ambos os municípios sendo 1.7±0.8 em Alta Floresta
1.3±1.1 em Paranaíta, quanto a alcalinidade, esta foi baixa tanto em Alta
Floresta (27 ± 5) como em Paranaíta (19 ±7).
Tabela 2 - Parâmetros Físico-Químicos da água nos viveiros das áreas de estudo
Parâmetros
pH OD
(mg/L)
Condutividade
(µS/
cm
)
Temperatura
(ºC)
Alcalinidade
(mg/L)
Transparência
(cm)
Alta Floresta
5.7 ± 0.6 1.7 ± 0.8 19 ± 7 29 ± 1.2 (27 ±5.2) 50 ± 30
Paranaíta
5 ± 0.2 1.3 ± 1.2 12 ± 6 27.3±2.14 19 ± 7.2 55 ± 38
Obs.: Os valores em parênteses correspondem ao mínimo e ao máximo valor encontrado
Meili, (1990), sugere que é a co-variação entre o pH e as outras
variáveis da d’água que afetam os níveis de Hg nos peixes, isto
interagindo com as influências externas e a decomposição da matéria
orgânica seguida do processo de inundação em lagos, exatamente como
ocorre nas pisciculturas da região, principalmente em represas, recém
construídas, segundo, Trop, (2000), é possível que muitos destes fatores
interajam juntos, no processo de metilação e agreguem o Hg nos
organismos aquáticos. Segundo Esteves (1998), o pH atua diretamente
nos processos de permeabilidade da membrana celular dos organismos
integrantes, interferindo então, no transporte iônico intra e extracelular,
bem como entre os organismo e o meio. Arana (1997), diz que a acidez
da água, aumenta a capacidade dos peixes de absorver metais pesados, e
principalmente o mercúrio na sua forma metilada.
Matilainen (1995), observou o aumento da metilação em lagos
com altas temperaturas, sendo este o processo de metilação mais
43
eficiente, sendo corroborado com estudos semelhantes de Callister e
Winfrey (1986). A presença de viveiros com baixas concentrações de
oxigênio dissolvido, é caracterizado na maioria das vezes, pela alta
concentração de matéria orgânica dissolvida (Henry et al., 1995).
5.2.3 Tipos de Peixes presentes nos viveiros
Como o tipo de viveiro configurou-se como represa, a presença
de peixes nativos (considerados como invasores, por não possuírem fins
comerciais) foi mencionada pelos piscicultores constantemente e os dados
obtidos sobre eles estão relacionados na Tabela 3.
Tabela 3 – Espécies mencionadas pelos proprietários como presentes nas pisciculturas de
Alta Floresta (sem histórico de garimpo) e Paranaíta (com histórico de garimpo).
2
)
Nome
Popular
Nome Científico Hábito
Alimentar
Finalidade
Viveiro
Presença nas
Pisciculturas*%
Tambaqui Colossoma macropomum NC CO 100
Pacu Piaractus mesopotamicus NC CO 8
Tambacu Híbrido = Tambaqui e Pacu NC CO 100
Pintado Pseudoplatystoma coruscans C CO/RE 10
Tucunaré Cichla spp C IN 60
Curimba Prochilodus sp NC CO 8
Cara/Apaiari Astronotus sp NC IN 70
Lambari Astyanax sp NC IN 75
Piau Leporinus sp NC CO 25
Trairão Hoplias lacerdae C CO/RE 5
Traíra Hoplias malabaricus C IN 80
Jundiá Leiairius marmoratus NC CO/RE 8
Pirarara Pharactocephalus
hemioliopteus
C CO/RE 8
NC = NÃO CARNÍVORO – C = CARNÍVORO –CO = COMERCIAL – CO/RE = COMERCIAL
REPRODUTOR – IN = INVASOR
* Descritos os peixes mencionados pelos proprietários das 20 pisciculturas escolhidas para o estudo tabela 1.
2
Os peixes considerados como invasores, são os peixes que entraram nos viveiros por meio das entradas de águas
provenientes de córregos ou trazidos por pássaros de outras localidades, não sendo portanto colocado pelos proprietários.
44
.5.3 Peixes coletados e dados bióticos
Foram coletados ao total 169 peixes entre carnívoros e não
carnívoros nas duas regiões. Devido a maior concentração dos peixes
Tambaqui e Tambacu, e o sistema de coleta aleatória, estes peixes foram
coletados em maior quantidade. Nas tabelas 4 (Alta Floresta) e 5
(Paranaíta) são apresentadas as espécies não carnívoras coletadas e seus
respectivos comprimento, peso e idade; e nas tabelas 6 (Alta Floresta) e 7
(Paranaíta) para os peixes carnívoros peso e comprimento.
Tabela 4 – Comprimento idade e Peso em peixes não carnívoros, coletados nos viveiros
de Alta Floresta - MT
Espécie
Variáveis Média Mínimo Máximo
Desvio padrão
Comprimento (cm) 37 24 65 9
Idade (meses) 30 18 78 14
Tambaqui
(N = 35)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 1,5 0,5 6,5 1,3
Comprimento (cm) 37 32 45 4
Idade (meses) 29 15 54 9
Tambacu
(N = 14)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 1,7 1 3,4 0,7
Comprimento (cm) 33 30 40 5,8
Idade (meses) 20 15 30 8,7
Pacu
(N = 3)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 1,2 0,8 2 0,7
Comprimento (cm) 36 - - -
Idade (meses) 15 - - -
Curimba
(N = 1)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 1 - - -
45
Tabela 5 – Comprimento, idade e peso em peixes não carnívoros, coletados nos viveiros
de Paranaíta – MT.
Espécie
Variáveis Média
Mínimo Máximo
Desvio padrão
Comprimento (cm) 37 24 55 9
Idade (meses) 30 18 42 9
Tambaqui
(N = 16)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 1,8 0,5 4,2 1,1
Comprimento (cm) 36 31 48 6
Idade (meses) 39 34 46 4
Tambacu
(N = 9)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 2,5 1,8 33 6
Comprimento (cm) 29 - - -
Idade (meses) 42 - - -
Pacu
(N = 1)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 0,6 - - -
Comprimento (cm) 17 - - - Cara
(N = 3)
Não
Carnívoro
Peso (kg) 0,1 - - -
Como anteriormente citado, a presença de exemplares de
Tambaqui e Tambacu nos viveiros da região(sem,) mostrou-se em maior
quantidade em todas as propriedades visitadas, o que justifica o maior
número de espécimes desses peixes coletado. Em ambiente de viveiros de
criação, essas espécies se desenvolvem muito bem, com crescimento
chegando a 3 kg em 18 meses, desde que alimentados com ração
extrusada com proteínas balanceadas (Castagnoli, 1994).
A pouca presença das espécies Piau, Curimba e Pacu na
amostragem é justificada pelo insucesso do cultivo destas espécies, sendo
que no início da atividade de piscicultura na região, eram espécies
consideradas comerciais; mas, devido ao pouco crescimento e pouco
46
mercado, estas espécies passaram a ser utilizadas exclusivamente para
divertimento e/ou subsistência para os produtores, estando praticamente
extintas nos viveiros.
Tabela 6 – Comprimento e peso em peixes carnívoros coletados nos viveiros de Alta
Floresta - MT
Espécie Variáveis Média Mínimo Máximo Desvio padrão
Comprimento (cm) 38 31 48 6
Tucunaré
(N = 15)
Peso (kg) 1,5 0,4 2,5 0,7
Comprimento (cm) 30 26 34 5,7 Traíra
(N = 2) Peso (kg) 0,6 0,5 0,8 0,2
Comprimento (cm) 53 - - - Pintado
(N = 1) Peso (kg) 1,1 - - -
Comprimento (cm) 46,5 40 66 9,7 Jundiá/
Pintado
(N = 6)
Peso (kg) 1,3 0,79 4,1 1,3
Tabela 7 – Comprimento e peso peixes carnívoros coletados nos viveiros de Paranaíta -
MT
Espécie
Variáveis Média Mínimo Máximo Desvio padrão
Comprimento (cm) 37 21 49 9 Tucunaré
(N = 9) Peso (kg) 0,93 0,16 2,1 0,7
Comprimento (cm) 35 26 42 6 Traíra
(N = 12) Peso (kg) 0,6 0,3 0,8 0,2
Comprimento (cm) 24 19 27 2,8 Piranha
(N = 11) Peso (kg) 0,4 0,2 0,5 0,13
Comprimento (cm) 46,5 37 57 5,1 Jundiá/
Pintado
(N = 21)
Peso (kg) 1,08 0,60 3,2 0,7
47
5. 4 Análise da concentração de mercúrio nos peixes
Foram analisadas 169 amostras sendo 88 provenientes de locais
com histórico de garimpo (município de Paranaíta) e 83 de locais sem
histórico desta atividade (município de Alta Floresta).
A tabela 8 apresenta os resultados médios de Hg por espécie
coletada evidenciando que os peixes coletados nos rios da região
apresentaram as mais elevadas concentrações de mercúrio variando de
0,4 a 3,5 mg/kg. Por exemplo, a espécie Brachyplatystoma spp (Piraíba)
capturada no rio Paranaíta, apresentou concentrações de 3,5 mg/kg, com
valores médios. A espécie Paulicea lutkeni (Jaú), também capturada no rio
Paranaíta, apresentou concentrações médias de 1,3 mg/kg. Os níveis de
mercúrio encontrados em peixes piscívoros de rios correspondem ao
dobro das concentrações para a mesma espécie e nível trófico em
pisciculturas. Há algumas hipóteses que explicam as diferenças nas
concentrações medidas nos peixes do rio Teles Pires em relação às
pisciculturas. Entre elas, destacam-se o tipo de alimento consumido nos
dois sistemas e as taxas de crescimento dos espécimes, diferenciadas nos
dois sistemas (ou seja, maior nas pisciculturas), que influencia no tempo
de exposição, tendendo a diminuir a taxa de metilação e
consequentemente os processos de biomagnificação.
48
Tabela 8 - Concentrações de Hg em peixes coletados em Paranaíta (com histórico de Garimpo) e Alta Floresta (sem histórico de garimpo)
Municípios Espécies (n) Nome Científico Origem da
coleta
Nível
Trófico
Média Hg
ppm
SD Hg Min-Max
ppm
Bicuda (01) Acestrorhynchus sp 1R C 0.900 0.900
Cara (03) Satanoperca sp 3P C 0.088 0,003 0.085-0,091
Jau (01) Paulicea luetkeni 1R C 1.500 1,500
Pacu (01) Piaractus mesopotamicus 1P NC 0.020 0.020
Pintado (01) Pseudoplatystoma fasciatum 1R C 0.630 0.630
Piraíba (01) Brachyplatystoma filamentosum 1R C 3,500 3,500
Piranha (11) Serrasalmus sp 7P - 4R C 0.370 0,499 0.190-0.650
Tambacu (09) Híbrido Tambaqui X Pacu 9P NC 0.018 0.011 0.010-0.046
Tambaqui (16) Colossoma macropomum 16P NC 0.036 0.026 0.015-0.100
Traíra (12) Hoplias malabaricus 5P- 7R C 0.438 0.221 0.240-0.820
Jundiá/Pintado (21) Híbrido Jundiá/Cachara P 21 0,024 0,023 0,008-0,078
Trairão (02) Hoplias lacerdae 1P- 1R C 0.825 0.672 0.350-1.300
Tucunaré (09) Cichla ocellaris
4P- 5R C 0.325 0.144 0.190-0.550
Paranaíta
(N= 88)
Pacu (03) Piaractus mesopotamicus 3P NC 0.015 0.015-0.015
Curimba (01) Prochilodus scrofa 1P NC 0,040 0,040
Piauçu (04) Leporinus sp 4P NC 0,035 0.039 0.015-0.032
Jundia/Pintado (06) Hibrido Cachara e Jundiá 6P C 0,024 0,005 0,017-0,031
Pintado (01) Pseudoplatystoma corruscans 1P C 0.310 0.310
Tambacú (14 Híbrido Tambaqui X Pacú 14P NC 0.032 0.021 0.015-0.081
Tambaqui (35) Colossoma macropomum 35P NC 0.022 0.011 0.015-0.060
Traíra (02) Hoplias malabaricus 2P- 1R C 0.177 0.155 0.020-0.330
Alta Floresta (N=81)
Tucunaré (15) Cichla ocellaris
15P C 0.320 0.178 0.062-0.660
Obs: Em origem da coleta ; R= Rio; P= Piscicultura
Em nível trófico; C= Carnívoros ; NC= Não Carnívoros
Quando agrupados de acordo com as localidades, conforme
apresentado na tabela 9, as média para os locais com histórico de
garimpo foi de 0,248 ± 0,451 ppm, enquanto nos locais sem
histórico, a média foi de 0,109 ± 0,159 ppm. A análise estatística
revelou que há diferença significativa entre estas médias (P = 0,001).
Cabe avaliar contudo, que não foram distinguidas a origem dos
peixes, quanto a pisciculturas e bacias de drenagens sendo que o
intuito aqui foi a obtenção de uma percepção geral das concentrações
observando-se as concentrações apenas pela presença dos peixes nos
diferentes ambientes.
Os resultados por espécies na Tabela 8 também evidenciam
que tanto em Alta Floresta como em Paranaíta, 100% dos peixes não
carnívoros analisados apresentaram valores abaixo de 0,5 ppm. Já
para os peixes carnívoros, 14 em ambos os municípios apresentaram
valores acima de 0,5 ppm, sendo que 3 destes na região de
Paranaíta, excederam as concentrações máximas, 1 ppm, permitidas
para o consumo. Estes peixes que excederam os limites foram peixes
coletados no Rio Paranaíta, sendo estes: Piraiba 3,5 ppm; Jaú 1,5
ppm e trairão 1,3 ppm. Hacon (1995), encontrou em resultados
semelhantes na região.
Tabela 9 - Número de peixes coletados segundo nível trófico, histórico de
garimpo e concentração de Hg.
% de Peixes Carnívoros % de Peixes Não Carnívoros
Concentração de Hg
(ppm)
Paranaíta
1
Alta
Floresta
2
Paranaíta
1
Alta Floresta
2
0,000 – 0,500 48/59 21/24 29/29 57/57
0,501 – 1,000 8/59 3/24 0 0
> 1,000 3/59 0 0 0
Total 100 100 100 100
(1) Município com histórico de garimpo
(2) Município sem histórico de garimpo
Considerando apenas o nível trófico, também foi observada
diferença significativa entre a concentração de Hg nos peixes
carnívoros (média de 0,45 ± 0,04 ppm) em comparação aos não
carnívoros (0,05 ± 0,006 ppm) (P < 0,001). Embora as análises
sejam integradas, como mencionado anteriormente, os resultados
exemplificam e corroboram com o até aqui descrito na literatura
quanto aos processos de biomagnificação, onde os peixes do topo da
cadeia alimentar possuem níveis elevados de Hg (Akagi et al., 1995;
Bidone, 1997; Trudel, 1997; Dorea et al., 1998; De Diego et al.,
1999; Wassermann, 2001).
O que pode ser explicado pela forma de captação de mercúrio
na biota aquática pelos peixes, que acumulam o Metil-Hg por meio da
respiração e da dieta. Todavia, a dieta parece ser a principal via de
contaminação para os peixes. O Metil-Hg apresenta sua eliminação
mais lenta do que a sua incorporação. A acumulação do metil- Hg
em tecidos de peixes ocorre de forma mais rápida do que a
eliminação deste agente (WHO 1990, USEPA, 1996). É difícil predizer
quanto tempo pode levar para os níveis de Hg se reduzirem nos
peixes, a literatura relata que em reservatórios naturais e/ou
artificiais, as concentrações de Hg em peixes permanecem acima dos
valores basais durante 15 a 50 anos (Schetagne et al, 2000; Porvari,
1995;Tremblay et al, 1998).
Estudos anteriores demonstraram que peixes da região norte do
estado de Mato Grosso apresentam níveis de mercúrio que
caracterizam risco para a saúde (Hacon, 2003). Os peixes coletados
nas bacias de drenagem corroboraram com estes estudos. As análises
estatísticas entre peixes de origem de bacias de drenagem e de
piscicultura apresentaram diferença significativa no nível de p<
0,001. Os níveis médios de mercúrio nos peixes das bacias de
drenagem foram de 0,642± 0,697 ppm enquanto que nos peixes de
piscicultura 0,105 ± 0,155 ppm. Aqui não foram separados os
municípios, mas apenas o ambiente de coleta. A diferença nos
valores demonstram que os peixes cultivados apresentam valores
bem abaixo dos peixes de rios da região, sinalizando a possível
importância do sistema de criação na diminuição dos riscos aos altos
níveis de Hg nos peixes das bacias de drenagens da região.
A tabela 10 apresenta a comparação entre a concentração
média de Hg nos peixes de acordo com o tipo de alimentação.
Verifica-se que nos peixes criados sem fornecimento de alimentação
externa a concentração de Hg foi maior do que nos peixes que
receberam alimentação, independentemente se esta foi ração
extrusada ou farelo de milho.
Tabela 10 - Comparação entre as medias de concentração de Hg nos peixes de
acordo com o tipo de alimentação
1
.
Tipo de alimentação N Média Desvio Padrão
Ração extrusada 30 0,049
a
0,096
Farelo de milho 80 0,034
a
0,035
Alimentação natural 59 0,448
b
0,486
(1) Foi utilizado o teste de ANOVA, com teste de Tukey para identificação das
médias diferentes. Para letras iguais, médias iguais.
Tais análises mostram uma considerável redução nos níveis
de Hg sinalizando a diminuição nos processos de bioacumulação no
peixes, uma vez que estes bioacumulam e biomagnificam o mercúrio
na biota aquática. O alimento externo proporciona um rápido
crescimento dos peixes, diminuindo assim a exposição das espécies
cultivadas com as fontes de mercúrio. Foram realizadas
determinações de Hg nos alimentos fornecidos, ração e farelos, e
ambos apresentaram valores sempre menores que 0,001 ppm.
Resultados estes que contribui na relação alimento externo menos
concentração de Hg nos peixes cultivados. O fator tamanho e
comprimento dos peixes sempre foi um parâmetro considerado como
fator determinante nos níveis de concentração de Hg, uma vez que os
processos de bioacumulação se dão através do tempo, o que
automaticamente este relacionado com a disponibilização do Hg nos
alimentos e o ambiente.
Os resultados com todos peixes coletados e agrupados, sem
distinção de nível trófico e local de coleta para a correlação entre Hg
nos peixes e peso para os peixes do ambiente natural, se mostraram
altas com 74,3% ao nível de p<0,001 (P < 0,001), O mesmo
ocorrerá com uma correlação entre a concentração de Hg e a idade e
o comprimento padrão (R = 30,7% e 54,3%, respectivamente).
Tabela 11 - Correlação entre a concentração de mercúrio, o peso, a idade e o
comprimento padrão de peixes coletados em pisciculturas e bacias de drenagem do
Norte do Mato Grosso.
Variáveis Concentração
de Mercúrio
Peso Idade Comprimento
Padrao
1
R
2
1 0,743* 0,307* 0,543* Concentração de
Mercúrio P
3
< 0,001 < 0,001 < 0,001
R
2
0,743* 1 0,251* 0,769* Peso
P
3
< 0,001 0,001 < 0,001
R
2
0,307* 0,250* 1 0,299* Idade
P
3
< 0,001 0,001 ,000
R
2
0,543* 0,769* 0,299* 1 Comprimento
Padrao
1
P
3
< 0,001 < 0,001 < 0,001
(1) Desconsiderado a calda.
(2) Coeficiente de correlação
(3) Probabilidade
Dividindo-se este grupo de análise em dois grupos: o primeiro
apenas os peixes coletados nas bacias de drenagem (24 amostras),
foi verificado que o peso médio das amostras foi de 5,047 ± 19,216.
O comprimento padrão médio foi de 41,063 ± 29,042 e a
concentração de mercúrio média foi de 0,642 ± 0,697. Identificou-se
uma forte correlação positiva entre a concentração de mercúrio, o
peso e o comprimento padrão das amostras, no nível de 90%,
revelando que no ambiente natural apresenta a biodisponibilização
natural para os processos de bioacumulação e biomagnificação, assim
corroborando com estudos anteriores.
Tabela 12 - Correlação entre a concentração de mercúrio, o peso e o
comprimento padrão de peixes coletados em bacias de drenagem do Norte do Mato
Grosso. Jaboticabal, 2006
Variáveis Peso Comprimento
Padrão
1
Concentração de
mercúrio
R
2
1 0,900* 0,899* Peso
P
3
0,000 0,000
R
2
0,900* 1 0,882* Comprimento
Padrão
1
P
3
0,000 0,000
R
2
0,899* 0,882* 1 Concentração de
mercúrio
P
3
0,000 0,000
(1) Comprimento do peixe, desconsiderando a cauda.
(2) Coeficiente de correlação
(3) Probabilidade
Já para as amostras das pisciculturas, independente do local
de pesquisa (Alta Floresta ou Paranaíta), (145 amostras), carnívoros
e não carnívoros, não foi identificada correlação entre a concentração
de mercúrio, o peso, a idade ou o comprimento padrão dos peixes (P
> 0,05 para todos os casos). Tais resultados apresentam-se como
muito importantes neste estudo, uma vez que demonstram uma
possibilidade de não estar ocorrendo um processo de bioacumulação
significativa entre as espécies cultivadas. Os fatores alimentação,
ligados ao rápido crescimento poderá estar explicando tais
resultados.
Quando divididas as análise quanto ao nível trófico, os
resultados de não carnívoros também apresentou a não correlação
entre o tamanho, a idade e o peso dos peixes em relação as
concentrações de Hg (P > 0,05). Em geral há correlações positivas
entre tamanhos, peso e idade de peixes e concentrações de mercúrio,
mas referenciada em ambientes naturais e para peixes carnívoros,
devido aos fatores de biomagnificação. Neste estudo não foi calculada
a correlação entre a concentração de Hg nos peixes carnívoros
criados em piscicultura e as outras variáveis uma vez que a
concentração de Hg não respeitou a distribuição normal.
Sedimentos
Os sedimentos nos corpos aquáticos são considerando como
um depósito e consequentemente uma fonte potencial de Hg. As
concentrações de Hg em sedimentos e sua caracterização foram
analisados em todas as pisciculturas selecionadas na região.
Tabela 13 - Comparação entre os resultados de sedimento superficial deste
estudo com outras áreas da Amazônia e do Pantanal.
Localidade Media Hg
mg/kg
Variação
mg/kg
Referência
Pisciculturas em áreas de
garimpo
0.08 (sd ±
0.05)
0.008 –
0.191
Este estudo
Pisciculturas em áreas de
sem garimpo
0.05 ( sd
±0.04)
0.008 –
0.173
Este estudo
Serra Pelada 0.18 0.15 –0.22 Aula et al,1994
Rio Madeira 0.35 0.13-0.5 Nogueira et al,
1997
Lago Muru, após a
barragem de Tucuruí)
0.037 0.022-0.047 Aula et al, 1994
Rio Teles Pires 0.88 0.10- 2.04 CETEM,1992
Rio Bento Gomes 0.192 0.13 –0.32 Aula et al, 1994
Sedimentos não
contaminados
0.06 0.01 –0.5 Bloom 1992
Os níveis de mercúrio encontrados, conforme tabela 13,
apresenta concentrações de mercúrio em sedimentos com valores
inferiores aqueles encontrados em outras áreas da Amazônia e
similares aqueles reportados em sedimentos não contaminados por
Bloom (1992). Em relação as variações dos níveis de mercúrio em
áreas degradadas pelo garimpo ou sem histórico desta atividade,
evidenciaram valores similares aqueles encontrados em lagos da
região de Serra Pelada. Entretanto, ressalta-se que a variável
calagem, profundidade e idade do tanque/represa são variáveis que
influenciam nestas concentrações.
A análise estatística comparando os diversos valores de Hg
encontrados nos sedimentos das pisciculturas que fazem a calagem
( media de Hg 0.06 mg/kg e amplitude de 0.008 a 0.191 mg/kg)
com aquelas que não realizam este tipo de intervenção ( media de
Hg 0.05 mg/kg com uma variação de 0.008 a 0.139 mg/kg) mostrou
não haver diferença estatisticamente significativa ( p> 0.005). Nos
tanques e reservatórios os fatores morfológicos, físicos e químicos
têm um importante papel na determinação da taxa de adsorção do
Hg ao sedimento e na sedimentação do Hg. Nos sedimentos a
distribuição do mercúrio é fortemente correlacionável com as
concentrações de carbono orgânico, argila, ferro, fósforo e enxofre.
Os complexos solúveis de mercúrio são adsorvidos pelo material
particulado orgânico e inorgânicos, e removidos pela sedimentação
em meios aeróbicos, enquanto em sedimentos anaeróbicos os
compostos de mercúrio precipitados são geralmente convertidos em
sulfeto mercúrico ( HgS) (D’Itri, 1992). Nas pisciculturas analisadas
observou-se haver diferença nas concentrações de Hg relacionadas
com o tipo de sedimento.
A Tabela 14 apresenta média, desvio das concentrações de
Hg por tipo de sedimento. Os sedimentos foram classificados em
sedimentos orgânicos, argilosos e arenosos. As pisciculturas situadas
em reservatórios naturais
3
, normalmente possuem uma grande
quantidade de matéria orgânica, porque muitas vezes a vegetação é
cortada, mas não é retirada, encontrando-se grandes quantidades de
troncos de árvores, plantas, macrófitas, apresentando sedimentos do
tipo orgânico. As pisciculturas que passam pelo processo de
calagem, normalmente apresentam o sedimento arenoso. As
pisciculturas com sedimentos do tipo orgânico apresentaram as
maiores concentrações de Hg 0.085 ppm ± 0,048, este resultados
3
Reservatorio natural, é aquele em que a piscicultura esta localizada em antigas cavas de garimpo
corroboram com as características das represas maiores em
Paranaíta, nas proximidades das antigas cavas de garimpos com
grandes volumes de áreas represadas. As pisciculturas com
sedimentos do tipo argiloso, apresentam concentrações média de Hg
de 0.049 ppm ± 0.03. As pisciculturas com sedimentos arenosos com
a concentração mais média mais baixa, uma concentração média de
0.016 ppm ± 0.005). Os tipos de sedimentos orgânicos, apresentam
características que podem ser favoráveis à metilação, com a
disponibilização de materiais como particulado orgânico, aumentado
com fatores como baixo pH, baixa condutividade, baixa alcalinidade.
As análises subseqüentes entre tipos de sedimentos e valores de Hg
nos peixes, apresentaram uma correção positiva no nível de 17,6%
independente do local de coleta ( (P = 0,022). De modo a despertar
cuidados e um maior cuidado com estes ambientes.
Tabela 14 - Comparação entre as médias de concentração de Hg no sedimento de
acordo com o tipo de sedimento
1
.
Tipo de Sedimento N Médias Desvio Padrão
Orgânico 82 0,085
a
0,048
Argiloso 73 0,049
b
0,030
Arenoso 14 0,016
c
0,005
(1) Foi utilizado o teste de ANOVA, com teste de Tukey para identificação das
médias diferentes. Para letras iguais, médias iguais.
5. 5 Marcador de exposição ao mercúrio orgânico
Considerando todos os dados, não foi identificada diferença
significativa entre a média de concentração de Hg no cabelo dos
indivíduos que trabalhavam em Alta Floresta (1,291 ± 2,288) ou
Paranaíta (1,451 ± 1,262) (P = 0,434). Entretanto, a análise da
concentração de mercúrio nos trabalhadores das pisciculturas foi
prejudicada tendo em vista que em Alta Floresta, apesar das
amostras terem sido coletadas em áreas consideradas sem histórico
de garimpo, alguns trabalhadores tinham sido garimpeiros. Desta
forma, a presença destes indivíduos, com elevada concentração de
mercúrio, interferiu diretamente nos dados (Tabela 15).
Tabela 15 - Número de amostras de acordo com a concentração de Hg no cabelo
e município.
Concentração de
Hg
(ppm)
Paranaíta
1
Alta Floresta
2
Homens
Mulheres
Total
Homens Mulheres
Total
≤ 1 26 25 51 118 112 229
> 1 < 5 15 6 21 27 11 38
> 5 < 10 0 0 0 1 0 1
> 10,001 0 0 0 2 0 2
Total 41 31 72 148 123 271
(1) Município com histórico de garimpo
(2) Município sem histórico de garimpo
Com base nos dados e informações analisadas no presente
estudo, as simulações dos cenários de exposição para os vários
grupos da população adulta e os valores derivados de LOAEL com
um limite de confiança de 95%, propõe-se a classificação do risco
com base na seguinte categorizarão: 1. risco desprezível ≤ 1 2.
baixo > 1 < 5 risco moderado > 5 < 10 risco alto > 10 < 15
Risco crítico > 15.
Considerando que a dose de efeito marcador (3-7 µgHg/kg
de peso corpóreo), pode causar efeitos adversos no sistema nervoso,
manifestando-se em aproximadamente 5% no aumento de parestesia.
Para Alta Floresta foi estimado um risco probabilístico de
aproximadamente 0.4 – 31. Alta Floresta apresentou para 5% dos
resultados uma situação de risco moderado a crítico. Já em Paranaíta
os riscos se classificaram em risco baixo a alto. O risco baixo com 50%
dos resultados abaixo de 2.5 e o alto com 5% dos resultados
compreendidos no intervalo de 1.6 a 15.3.
Tabela 16 - Classificação do risco a exposição ao Hg para os municípios da
região norte de Mato Grosso.
Municípios Media de Risco
95% de
Confiança
Valor dos
percentis
Classificação
do risco
Paranaíta 2.9 0.23 – 11 50 % > 1.6
5 % > 10
Baixo - alto
Alta Floresta 7.2 0.37 – 31 50 % > 6
5% > 17.5
Moderado a
Critico
Usando-se como referência a categorização dos riscos, os
resultados desta estudo sugerem que o consumo de peixe para os
municípios de Alta Floresta deve ser melhor gerenciado, com
orientação aos consumidores das espécies a serem evitadas e aquelas
que podem ser consumidos sem riscos a saúde humana.
Os resultados das áreas de passíveis ambientais,
aproximando-se da área sendo que as tabelas abc corroboram para
estes valores com menor significado para exposição humana através
do consumo dos peixes.
6. CONCLUSÕES
O presente estudo objetivou o preenchimento de uma
lacuna até então existente entre os estudos de concentração de
mercúrio em peixes cultivados. Até então os estudos foram
concentrados nos riscos a saúde por meio do consumo de peixes de
rios das regiões contaminadas da Amazônia. A proposta de se avaliar
os níveis em peixes de criação abrem uma perspectiva para novas
iniciativas e que contribuam para minimizar os impactos negativos e
os riscos a saúde humana proveniente do consumo de peixes em
regiões com histórico de intensa atividade garimpeira. Acredita-se
que este trabalho possa desencadear o preenchimento desta lacuna,
de modo que a continuidade passa a ser um anseio de toda uma
comunidade produtora de pescado na região. contribuindo
principalmente com uma população de demanda de fontes protéicas
saudáveis.
O presente estudo foi desenvolvido com o respaldo da
construção coletiva das necessidades locais e regional em
responder as expectativas da população e do poder público local em
relação ao risco que a contaminação mercurial representa para a
atividade de piscicultura. A construção do processo de abordagem
participativa desde o inicio deste projeto, nos permite concluir que:
Há diferença significativa entre os peixes encontradas entre
regiões de garimpo e sem garimpo, mas tais resultados são
indicados pelos altos índices de mercúrio encontrados nos peixes
nas Bacias de Drenagens da região de Paranaíta.
Há uma diferença significativa entre as concentrações de Hg em
peixes de pisciculturas e os peixes de Bacias de drenagens,
sinalizando para os efeitos positivos da piscicultura como
mitigadora das concentrações médias de Hg na região;
A biomagnificação presente em ambientes de piscicultura é
praticamente inexistente, ou no mínimo bem inferior aos
processos do ambiente natural.
Os sedimentos orgânicos apresentam os maiores valores de Hg e
se correlacionam, a baixos níveis, com as concentrações de Hg nos
peixes. Mas em pisciculturas com calagem as concentrações de Hg
também inferiores;
Os fatores que minimizam os riscos das concentrações de Hg nos
peixes avaliados neste estudo foram: espécies de peixes não
carnívoros de pisciculturas; parâmetros físicos químicos a serem
controlados em pisciculturas; alimentação externa independente
ração extrusada ou farelada;
As concentrações de Hg em cabelo dos proprietários de
piscicultores se mostraram maiores em Alta Floresta do que em
Paranaíta. Contudo os níveis mais altos em Alta Floresta estão
correlacionados com antigos garimpeiros e queimadores de
amalgamas ouro/Hg, e não ao consumo;
Os níveis de Hg encontrados em peixes cultivados não se
configuram como um impeditivo para o crescimento da atividade
de piscicultura, mas sim demonstram que a piscicultura, quando
bem manejada, pode ser considerada uma atividade que pode
contribuir para a diminuição dos riscos ao consumo de peixes
nestes ambientes com histórico de garimpo.
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