Administração dos Portos de Paranaguá e Antonina APPAweb.antaq.gov.br/Portal/EVTEAs/APPA/RelatorioSedimentosContaminado... · AVALIAÇÃO DOS TEORES DE METAIS NOS SEDIMENTOS NA

Administração dos Portos de

Paranaguá e Antonina – APPA

Avaliação Físico-Química e Ecotoxicológica

dos Sedimentos Contaminados entre os

Portos de Paranaguá e Antonina

Março de 2012

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Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina a - i-

SUMÁRIO

1. DADOS DO EMPREENDEDOR ............................................................... 1-5

2. DADOS DA EMPRESA RESPONSÁVEL PELO PARECER TÉCNICO ................ 2-6

3. APRESENTAÇÃO ................................................................................. 3-7

4. CONTEXTUALIZAÇÃO SOBRE A QUALIDADE DOS SEDIMENTOS ............. 4-11

5. ÁREA DE ESTUDO ............................................................................ 5-18

6. PLANO AMOSTRAL PARA AVALIAÇÃO DA CONTAMINAÇÃO .................... 6-24

6.1. Campanha I – Amostras Coletadas em Janeiro de 2012 .................... 6-24

6.1.1. Estações Amostrais ................................................................. 6-24

6.2. Campanha II – Amostras Coletadas em Fevereiro de 2012 ................ 6-31

6.2.1. Estações Amostrais ................................................................. 6-31

6.3. Metodologia ................................................................................. 6-36

6.4. Procedimento Amostral ................................................................. 6-36

6.5. Análise Químicas e Sedimentologia ................................................. 6-39

6.5.1. Análise Granulométrica dos Sedimentos ..................................... 6-39

6.5.2. Determinação da Matéria Orgânica ............................................ 6-40

6.5.3. Determinação de Carbonato de Cálcio (CaCO3) ........................... 6-40

6.6. Testes de Ecotoxicidade Realizados com as Amostras da Campanha I . 6-41

6.6.1. Ensaios com Arbacia lixula ....................................................... 6-41

6.6.2. Ensaios com Kalliapseudes schubartii ........................................ 6-43

7. RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................. 7-44

7.1. Campanha I (janeiro de 2012): ...................................................... 7-44

7.1.1. Análise Sedimentológica .......................................................... 7-54

7.2. Campanha II (fevereiro de 2012): .................................................. 7-58

7.2.1. Análise Sedimentológica: ......................................................... 7-62

8. AVALIAÇÃO DOS TEORES DE METAIS NOS SEDIMENTOS NA ÁREA DOS

PORTOS ORGANIZADOS DE PARANAGUÁ E ANTONINA – COMPARAÇÃO

ENTRE OS RESULTADOS DOS DIAGNÓSTICOS REALIZADOS ENTRE OS

ANOS DE 2010 E 2012 ..................................................................... 8-66

9. VOLUME DOS SEDIMENTOS CONTAMINADOS ...................................... 9-71

10. CONCLUSÕES ................................................................................ 10-80

11. REFERÊNCIAS................................................................................ 11-83

12. ANEXOS........................................................................................ 12-89

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Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina a - ii-

LISTA DE FIGURAS

Figura 1. Representação gráfica do grupo de amostras de sedimentos que

apresentou contaminação por Níquel. ........................................................ 3-8 Figura 2. Representação gráfica do grupo de amostras de sedimentos que

apresentou contaminação por Mercúrio. ..................................................... 3-8 Figura 3. Cota batimétrica para as estações onde foram identificadas contaminação por mercúrio e níquel em relação a cota de dragagem de

manutenção do sistema aquaviário dos Portos de Paranaguá e Antonina. ..... 5-19 Figura 4. Localização das estações amostrais de sedimentos onde foram

constadas contaminações durante a elaboração do diagnóstico do Relatório de Controle Ambiental – RCA em 2010. .................................................... 5-20 Figura 5. Detalhe da área Charlie 1, Charlie 3 e início da Delta (região do

Porto de Paranaguá). ............................................................................. 5-21 Figura 6. Detalhe da área Delta (canal de navegação entre os Portos de

Paranaguá e Antonina). .......................................................................... 5-22 Figura 7. Detalhe da área Delta (canal de navegação entre os Portos de Paranaguá e Antonina e bacia de evolução do Terminal Portuário da Ponta do

Félix). .................................................................................................. 5-23 Figura 8. Ilustração da cota batimétrica, cota da dragagem e distribuição das

amostras coletadas em janeiro de 2012. .................................................. 6-26 Figura 9. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais

#77A e #84A. ....................................................................................... 6-27 Figura 10. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da

contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais #84A, #88A #91A e #93A. .................................................................... 6-28 Figura 11. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da

contaminação nos sedimentos, com destaque para as estações amostrais #95A, #97A e #97B. ............................................................................. 6-29 Figura 12. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais na

região da bacia de evolução do Terminal Portuário da Ponta do Félix. .......... 6-30 Figura 13. Ilustração da cota batimétrica, cota da dragagem e distribuição das amostras coletadas no dia 28 de fevereiro de 2012.............................. 6-33 Figura 14. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação da contaminação nos sedimentos, detalhe para o trecho entre

as estações #078A e #084. .................................................................... 6-34 Figura 15. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação da contaminação nos sedimentos, detalhe para o trecho entre

as estações #087A e #090A. .................................................................. 6-35 Figura 16. Amostrador do tipo van Veen utilizado para coleta de sedimentos

superficiais. .......................................................................................... 6-36 Figura 17. Sedimento sendo extraído do amostrador tipo trado caneco. ....... 6-37 Figura 18. Ilustração da operação técnica da coleta de sedimentos em pacote

com mergulhador. ................................................................................. 6-38 Figura 19. Concentrações de Carbono Orgânico Total, em 61 amostras de

sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................ 7-47

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Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina a - iii-

Figura 20. Concentrações de Níquel (mg.kg-1), em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................ 7-49 Figura 21. Concentrações de Mercúrio (mg.kg-1), em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................ 7-51 Figura 22. Histograma da granulometria de 61 amostras de sedimentos

coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................................ 7-55 Figura 23. Porcentagem de Matéria Orgânica (M.O.), em 61 amostras de

sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................ 7-56 Figura 24. Porcentagem de Carbonato, em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). ............................................ 7-57 Figura 25. Concentrações de Carbono Orgânico Total, em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012). ........................ 7-59 Figura 26. Concentrações de Mercúrio (mg.kg-1), em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012). ........................ 7-61 Figura 27. Histograma da granulometria de 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012). ......................................... 7-63 Figura 28. Porcentagem de Matéria Orgânica (M.O.), em 30 amostras de

sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012). ........................ 7-64 Figura 29. Porcentagem de Carbonato, em 30 amostras de sedimentos

coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012). ......................................... 7-65 Figura 30. Precipitação acumulada mensal registrada na estação de Paranaguá em 2011 e normal climatológica do período entre 1961 e 1990. .. 8-68 Figura 31. Precipitação acumulada diária registrada na estação de Paranaguá em março de 2011. ............................................................................... 8-68 Figura 32. Morro da Floresta, onde ocorreu deslizamento de terra no dia 11 de março de 2011, Morretes/PR. ............................................................. 8-69 Figura 33. Registro fotográfico do carreamento dos sedimentos da região de

Morretes com destaque para o Complexo Estuarino de Paranaguá (Baia de Antonina) ao fundo. Fonte: http://www.hojecentrosul.com.br ,

disponibilizado em 16/03/2011, Foto: Orlando Kissner. .............................. 8-69 Figura 34. Delimitação dos polígonos no entorno dos pontos onde foram identificadas contaminações por mercúrio no sedimentos. .......................... 9-72 Figura 35. Destaque ao polígono da Área 1 com as estações amostrais. ....... 9-73 Figura 36. Destaque ao polígono da Área 2 com as estações amostrais. ....... 9-74 Figura 37. Destaque ao polígono da Área 3 com as estações amostrais. ....... 9-75 Figura 38. Exemplo de seção na Área 1. ................................................... 9-76 Figura 39. Exemplo de seção na Área 2. ................................................... 9-77 Figura 40. Exemplo de seção na Área 3. ................................................... 9-77 Figura 41. Instalações do Terminal Portuário da Ponta do Félix, com destaque

para a área de confinamento de sedimentos dragados (rip-rap). ................. 9-79

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Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina a - iv-

LISTA DE TABELAS

Tabela 1. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação dos

sedimentos e posição no pacote onde foram obtidas as amostras. ............... 6-25 Tabela 2. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012)

para avaliação dos sedimentos e posição no pacote onde serão obtidas as amostras. ............................................................................................. 6-31 Tabela 3. Localização geográfica das estações amostrais adotadas na

Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação da contaminação nos sedimentos. .......................................................................................... 6-32 Tabela 4. Resumo dos resultados das análises físico-químicas e dos testes de ecotoxicidade feitos com 61 amostras de sedimentos provenientes da região entre as instalações do Porto de Paranaguá e o Porto de Antonina (Terminal

Portuário Ponta do Félix), obtidas na Campanha I (12 e 13 de janeiro de 2012). ................................................................................................. 7-44 Tabela 5. Resumo dos resultados das análises físico-químicos feitos com 30 amostras de sedimentos provenientes da região entre as instalações do Porto de Paranaguá e o Porto de Antonina (Terminal Portuário Ponta do Félix),

obtidas na Campanha II (28 de fevereiro de 2012). ................................... 7-58 Tabela 6. Amostras que após avaliação detalhada da área apresentaram

contaminação por mercúrio superiores ao Nível 1 da Resolução CONAMA Nº 344/04................................................................................................. 9-71 Tabela 7. Volume de dragagem (m³) por polígono para a cota -9,5 metros. . 9-78 Tabela 8. Volume de dragagem (m³) por polígono e profundidades. ............ 9-78

__________________________________________________ Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina - 1-5-

1. DADOS DO EMPREENDEDOR

Razão Social: Administração dos Portos de Paranaguá e Antonina - APPA

CNPJ: 79.621.439/0001-91

Cadastro Técnico Federal – IBAMA: 1003344

Endereço: Av. Ayrton Senna da Silva, 161, Dom Pedro II, Paranaguá/PR

CEP: 83203-800

Telefone: (41) 3420-1100

Home page: www.appa.pr.gov.br

Representante legal: Luiz Henrique Tessutti Dividino

Cargo/função: Superintendente

Correspondência eletrônica: [email protected]

Pessoa de Contato: Ricardo T. R. de Castilho Pereira

Cargo/função: Coordenador do Núcleo Ambiental

Telefone: (41) 3420-1367

Correspondência eletrônica: [email protected]

http://www.acquaplan.net/

mailto:[email protected]



2. DADOS DA EMPRESA RESPONSÁVEL PELO PARECER TÉCNICO

Razão Social: ACQUAPLAN Tecnologia e Consultoria Ambiental Ltda.

Nome Fantasia: ACQUAPLAN

CNPJ: 06.326.419/0001-14

Cadastro Técnico Federal – IBAMA: 658878

Registro CREA-SC: 074560-2

CRBio: 00473-01-03

Marinha do Brasil – CHM: 217

Endereço para Correspondência: Av. Rui Barbosa, 372, apto.03, Praia dos

Amores, Balneário Camboriú – SC – CEP: 88331-510

Telefone: (47) 3366-1400

Fax: (47) 3366-7901

E-Mail: [email protected]

Home page: www.acquaplan.net

Responsável: Fernando Luiz Diehl


http://www.acquaplan.net/


3. APRESENTAÇÃO

O processo de regularização ambiental dos Portos de Paranaguá e Antonina, área

dos Portos Organizados sob a responsabilidade da Administração dos Portos de

Paranaguá e Antonina – APPA, englobou, entre os estudos realizados, um

Relatório de Controle Ambiental – RCA, no âmbito do qual foi realizado um amplo

diagnóstico ambiental da área de estudo. Este RCA, encaminhado ao IBAMA em

outubro de 2010, teve o objetivo de subsidiar o procedimento administrativo de

regularização do licenciamento ambiental dos Portos de Paranaguá e Antonina,

cujo compromisso estava consignado em um Termo de Compromisso assinado

entre o IBAMA e a APPA, tendo ainda outras instituições intervenientes.

Este diagnóstico ambiental contemplou, também, uma caracterização dos

sedimentos do sistema aquaviário dos Portos de Paranaguá e Antonina,

considerando os requisitos estabelecidos na Resolução CONAMA Nº 344/04,

tendo sido avaliadas um total de 172 amostras. Deste total, 40 amostras

apresentaram contaminação, sendo exclusivamente por metais pesados, em

específico, mercúrio e níquel. Em 25 (vinte e cinco) destas amostras foi

constatado somente o parâmetro mercúrio, em 9 (nove) amostras somente o

parâmetro níquel, e, em 6 (seis) amostras, ambos os parâmetros estiveram

acima do Nível 1.

Cabe observar que em todas as 40 (quarenta) amostras identificadas com

contaminação por mercúrio e/ou níquel, as concentrações identificadas

apresentaram resultados inferiores ao Nível 2 estabelecido na Resolução

CONAMA Nº 344/04, sendo que para o parâmetro níquel os resultados de todas

as amostras ficaram muito próximos do valor estabelecido para o Nível 1,

enquanto o mercúrio atingiu, em alguns pontos, valores intermediários entre o

Nível 1 e o Nível 2 (Figura 1 e Figura 2).



apresentou contaminação por Níquel.


apresentou contaminação por Mercúrio.

Todas as amostras que apresentaram contaminação pelos metais mercúrio e

níquel foram analisadas, à época, através de testes de toxicidade aguda e

crônica. Para tal, foram utilizados como organismos teste a Artemia salina

(Crustacea, Artemiidae) e o ouriço-do-mar Arbacia lixula. Juntamente com os

testes de toxicidade foram avaliadas as concentrações de amônia não-ionizada,

composto que em concentrações superiores a 0,05 mg.L-1 pode causar


mortalidade dos organismos (CETESB, 1992) e não permitir a avaliação segura

sobre qual contaminante provoca a toxicidade.

Assim, após análise do diagnóstico inicial dos sedimentos da área dos Portos

Organizados de Paranaguá (PR) e Antonina (PR) pela equipe de analistas

ambientais do IBAMA, foi emitido, em 20 de outubro de 2011, o Parecer Nº

54/2011 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, onde consta a recomendação de que

sejam realizados estudos mais detalhados ao longo dos trechos onde foram

observadas amostras contaminadas por mercúrio e pelo níquel.

Atendendo a recomendação constante no Parecer Nº 54/2011 –

COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, foi elaborado uma proposta técnica para avaliação

dos sedimentos contaminados (Plano de Avaliação dos Sedimentos

Contaminados na Área dos Portos Organizados de Paranaguá e Antonina),

protocolizado no IBAMA em 15/12/2011.

O plano apresentado consistiu em avaliar os sedimentos do trecho entre os

Portos de Paranaguá e Antonina, no entorno dos pontos amostrais identificados

no diagnóstico do Relatório de Controle Ambiental – RCA, a partir das amostras

coletadas em janeiro de 2010. Nesta nova proposição técnica foi considerada a

coleta de 61 amostras, coletadas no entorno dos pontos identificados com

contaminação em janeiro de 2010. Nestas amostras foram analisadas as

concentrações dos metais mercúrio e níquel, granulometria, Carbono Orgânico

Total – COT, Amônia, Sulfetos e, ainda, realizados ensaios de toxicidade com

ouriço-do-mar Arbacia lixula e com Kalliapseudes schubartii.

O plano apresentado ao IBAMA em 15/12/2011 foi executado, sendo as amostras

coletadas nos dias 12 e 13 de janeiro de 2012 e imediatamente encaminhadas

paras as análises laboratoriais.

Em 15/02/2012 o empreendedor foi informado do Parecer Nº 10/2012 –

COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, datado de 02/02/2012, que consiste na análise do

Plano de Avaliação dos Sedimentos Contaminados na Área dos Portos

Organizados de Paranaguá e Antonina protocolizado no IBAMA em 15/12/2012.


Este parecer descreve a necessidade de ser focada atenção à contaminação por

mercúrio, e também, serem adotadas mais estações amostrais no trecho entre a

estação #077 e #084 analisadas no Relatório de Controle Ambiental – RCA.

Após análise das recomendações contidas no Parecer Nº 10/2012 –

COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA foi elaborada uma complementação ao Plano de

Avaliação dos Sedimentos Contaminados na Área dos Portos Organizados de

Paranaguá e Antonina, considerando a coleta de mais 30 (trinta) amostras

dispostas em 10 (dez) estações amostrais no trecho entre os pontos #077 e

#084 adotados no Relatório de Controle Ambiental – RCA. Nestas 10 (dez)

estações foram coletadas amostras de sedimentos em superfície, meio e porção

inferior do pacote sedimentar a ser dragado.

Estas 30 (trinta) amostras complementares foram coletadas no dia 28/02/2012,

sendo encaminhadas para análise laboratorial dos parâmetros mercúrio, Carbono

Orgânico Total – COT e sedimentologia.

Após finalizadas as análises laboratoriais, tanto do lote de amostras coletadas

nos dias 12 e 13 de janeiro quanto do lote coletado no dia 28 de fevereiro de

2012, os resultados foram integrados e são apresentados e discutidos no

presente relatório técnico.


4. CONTEXTUALIZAÇÃO SOBRE A QUALIDADE DOS SEDIMENTOS

Um sedimento contaminado normalmente contém uma mistura de vários

contaminantes (SWARTZ et al., 1988), que podem interagir entre si de maneira

antagônica ou aditiva, produzindo efeitos desconhecidos sobre o ecossistema

(KEMP & SWARTZ, 1988). Essa situação é bastante crítica no Brasil, pois muitas

vezes o lançamento de efluentes domésticos e industriais não é controlado e

assim, não se considera a questão da proteção do ambiente (TOMMASI, 1987;

GONÇALVES & SOUZA, 1997), principalmente nas áreas costeiras adjacentes aos

perímetros urbanos. Frequentemente, a natureza das substâncias lançadas

nesses efluentes é desconhecida, assim como as consequências ecotoxicológicas

de sua presença no ambiente. Ainda, deve-se considerar a presença dos

elementos/compostos oriundos dos processos de intemperismo natural das

rochas, os quais são carreados pelas águas e chegam nos rios/mares. No

ambiente aquático, os mecanismos de sedimentação e bioturbação são aspectos

importantes para o estudo do transporte/destino de contaminantes pressentes

nos ambientes aquáticos. No mecanismo de sedimentação/bioturbação a

presença de matéria orgânica, a granulometria das partículas e a água intersticial

são parâmetros importantes a serem considerados, pois estes podem condicionar

não somente o comportamento do material em solução/suspensão, como

também seu potencial ecotoxicológico no meio-ambiente. A água retida pelo

sedimento (água intersticial) fornece um meio propício para a troca de

contaminantes entre o sedimento e a água (PARTHENIADES, 1992). Após

atingirem os sedimentos, os contaminantes podem ser alterados por diversos

processos químicos, físicos e biológicos, que podem aumentar ou diminuir o seu

poder tóxico, ou ainda ocasionar a sua deposição/fixação ou (re)solubilização

(BURGESS & SCOTT, 1992), fazendo com que os sedimentos se tornem não

apenas um depósito, mas também uma fonte crônica e não pontual de

contaminantes (BURTON, 1992; SALOMONS & FORSTNER, 1984) para as

comunidades aquáticas (CHAPMAN, 1989).

Nesse contexto, o sedimento em suspensão é o principal meio de

transporte/dispersão dos metais e outros poluentes nas águas. Num processo

contínuo de sedimentação, esses poluentes são depositados novamente em

sedimentos de fundo, meio este que se constitui em importante “reservatório”


desses elementos para a contaminação da coluna d’água e, também, da biota

aquática, quando algum fator vier a desestabilizar o material sedimentado. Sobre

a interação contínua entre água e sedimento, Adams et al. (1992) mencionam

que a proteção da qualidade dos sedimentos tem sido vista como uma extensão

da qualidade da água, uma vez que além de sua importância como habitat para

diversos organismos aquáticos, os sedimentos também podem ser o maior

depósito de agentes químicos persistentes introduzidos no ambiente. Além disso,

estudos geoquímicos, em campo ou em laboratório, têm mostrado que o

sedimento apresenta potencial de interagir quimicamente e fisicamente com

várias classes de poluentes antropogênicos (MORAIS et al., 2009). As espécies

metálicas e dissolvidas na interface água/sedimento estão sujeitas às alterações

de comportamento em função do pH, salinidade, entre outros parâmetros

ambientais. As mudanças nesses parâmetros podem acarretar a precipitação de

espécies dissolvidas ou ainda a redissolução de materiais anteriormente

presentes em sólidos suspensos ou nos sedimentos (FÖRSTNER & WITTMANN,

1981). Portanto, além da determinação dos parâmetros químicos é necessário o

levantamento de outros parâmetros susceptíveis de interferirem com a

solubilidade dos contaminantes no meio aquático estuarino, pois a precipitação

dos mesmos poderá acentuar a contaminação dos sedimentos. Segundo

Chapman et al. (1998), o carbono orgânico, os sulfetos inorgânicos e os óxidos

metálicos podem ser considerados como os principais fatores que influenciam no

comportamento dos metais em sedimentos costeiros. Sabe-se também que

sedimentos finos, tipicamente encontrados em regiões estuarinas, oferecem um

ambiente estável para a retenção de contaminantes pelo fenômeno de adsorção,

sendo que a liberação/re-solubilização destas substâncias pode estar relacionada

a fatores físicos como marés, turbulência e fluxo de água doce que chega nessa

região (BUGGY & TOBIN, 2006). Nesse ambiente, a distribuição de elementos

inorgânicos também pode resultar na consequente transformação em compostos

organometálicos (CROMPTON, 1998; ANJOS, 2006), podendo acentuar a

toxicidade dos contaminantes presentes nos sedimentos.

Os efeitos da exposição direta aos contaminantes presentes no sedimento podem

ser variáveis, e vão desde letalidade aguda até a bioacumulação das substâncias,

passando por efeitos crônicos letais e subletais. A absorção de contaminantes

pode resultar no comprometimento da qualidade do pescado em locais


contaminados, além de causar diminuição na quantidade de peixes, crustáceos e

moluscos de interesse comercial, trazendo impactos negativos sobre a economia

local. Além disso, uma importante fonte de riscos à saúde pública pode advir da

ingestão de peixes e frutos do mar contaminados, uma vez que estes organismos

podem acumular substâncias em seus tecidos (BILYARD, 1987; WHO, 1991).

Para o presente estudo, a maior preocupação era com o mercúrio. Quanto às

fontes de emissão desse elemento, aproximadamente 80% das fontes antrópicas

de mercúrio são emissões de mercúrio elementar no ar, principalmente da

combustão de combustíveis fósseis, mineração, fundição e incineração de

resíduos sólidos (WHO, 1991). Outros 15% das emissões antrópicas ocorrem por

aplicação direta de fertilizantes e fungicidas e resíduos sólidos municipais (por

exemplo, baterias, lâmpadas e termômetros) na terra e na produção de cimento

(ATSDR, 2002). Com relação aos aspectos químico-ambientais desse elemento,

Micaroni et al. (2000) fizeram uma revisão sobre o “ciclo biogeoquímico”

compostos do mercúrio. Parte desta revisão é transcrita a seguir, sem as

citações bibliográficas usadas por estes autores, as quais podem ser encontradas

no texto original: “A distribuição das diversas espécies de mercúrio que entram

no sistema aquático é regulada por processos físicos, químicos e biológicos, os

quais ocorrem nas interfaces ar/água e água/sedimento. A conversão entre estas

diferentes formas é a base do complexo padrão de distribuição do mercúrio em

ciclos locais e globais e de seu enriquecimento biológico. Sejam quais forem os

processos que regulam estes ciclos, o mercúrio que aporta nos diferentes

compartimentos ambientais pode apresentar-se como inorgânico e/ou orgânico.

Na forma inorgânica pode ser encontrado sob três diferentes estados de

oxidação: o Hg elementar (Hg0), o qual se encontra principalmente na forma de

gás, o íon mercuroso (Hg22+), forma pouco estável em sistemas naturais, e o íon

mercúrico (Hg2+). Na forma orgânica, o íon mercúrico apresenta-se ligado

covalentemente a um radical orgânico, sendo o metilmercúrio (CH3Hg+) e o

dimetilmercúrio ((CH3)2Hg) os mais comuns, ou ainda com ligantes orgânicos

naturais. Existe um ciclo biogeoquímico genérico no qual o metilmercúrio e os

compostos de Hg2+, dimetilmercúrio e Hg0 são interconvertidos nos sistemas

atmosféricos, aquáticos e terrestres. Uma pequena porção do Hg0 que atinge a

atmosfera é convertida em espécies solúveis em água (provavelmente Hg2+), as

quais podem ser reemitidas para a atmosfera como Hg0, através da deposição


em solo ou troca na interface ar/água. O ciclo atmosférico envolve uma retenção

do Hg0 na atmosfera por períodos longos; consequentemente, este composto

pode ser transportado através de grandes distâncias. O sedimento do fundo dos

oceanos é tido como o túmulo onde o mercúrio é depositado na forma insolúvel

(HgS). No entanto, após a sua deposição como HgS, há um equilíbrio dinâmico

entre as espécies contendo Hg e, mesmo tendo um baixo produto de solubilidade

(HgS (preto)= 2X10-53, HgS (vermelho)= 5X10-54), a pequena porção de íons

mercúrio proveniente do HgS que sofre redissolução pode sofrer complexação de

maneira a ter-se uma concentração de mercúrio total no corpo de água superior

ao valor basal antes da contaminação. As trocas de espécies inorgânicas para as

formas metiladas são os primeiros passos nos processos aquáticos de

bioacumulação. Considera-se que estes processos ocorram tanto na coluna de

água quanto no sedimento. O mecanismo de síntese do metilmercúrio ainda não

foi completamente elucidado e, apesar deste composto ser a forma

predominante do mercúrio em organismos superiores, este representa apenas

uma pequena fração do mercúrio total em ecosistemas aquáticos e atmosféricos.

Assume-se que as reações de metilação e desmetilação ocorram em todos os

compartimentos ambientais, sendo que cada ecosistema atinge seu próprio

estado de equilíbrio com respeito às espécies individuais de mercúrio. No

entanto, devido à bioacumulação de metilmercúrio, a metilação prevalece sobre

a desmetilação em ambientes aquáticos. Uma vez formado, o metilmercúrio

entra na cadeia alimentar através da rápida difusão e forte ligação com as

proteínas da biota aquática, atingindo sua concentração máxima em tecidos de

peixes do topo da cadeia alimentar aquática devido à biomagnificação.”

Apesar do mercúrio apresentar potencial tóxico conhecido, existem outros

compostos normalmente encontrados nos sedimentos que exercem funções tanto

no sentido de incrementar a toxicidade dos sedimentos quanto de atenuar a

toxicidade de outros elementos/compostos. O caso que merece maior atenção é

o dos sulfetos. Os sulfetos são originários do Enxofre presente na matéria

orgânica que está sendo constantemente transformada e transportada no meio

ambiente. O ciclo do Enxofre envolve muitas reações bioquímicas e muitas

dessas transformações podem causar transtornos ambientais como por exemplo,

a corrosão, a toxicidade e a liberação de odores. As transformações no ciclo de

Enxofre podem envolver reações de oxidação-redução química ou podem ocorrer


espontaneamente ou associadas a processos biológicos tais como redução

assimilatória e dissimilatória e dessulfuração (SILVA et al., 2000). Outro

importante processo biológico a ser considerado nos sedimentos é a conversão

do Enxofre orgânico em inorgânico durante a degradação do material orgânico

pelas bactérias. Ambientes anaeróbios são ideais para o desenvolvimento de

bactérias redutoras de sulfato (BRS) causando um aumento nas concentrações

de sulfetos (SILVA et al., 2000). Estas transformações dependem da

temperatura e do pH, sendo que em pH entre 8-9, todo o sulfato dissolvido pode

se transformar na forma ionizada (SO42-). Em pH neutro, valores típicos de

sistemas anaeróbios, aproximadamente 20 – 50% de sulfato dissolvido estão

presentes na forma de H2S.

Com efeito, os sedimentos com as características do Complexo Estuarino de

Paranaguá, ricos em matéria orgânica, são fontes de Enxofre que ao ser

metabolizado gera sulfeto, geralmente produzidos pela decomposição da matéria

orgânica em condições anaeróbias. Nesse sentido, os sulfetos tem sido

considerados mais tóxicos do que a amônia em certas condições ambientais, pois

os sulfetos são mais abundantes e mais tóxicos para os organismos aquáticos

que a amônia não-ionizada (e.g., a 25ºC e pH=8, a USEPA (1986) estabeleceu

como critério de qualidade para águas doces e marinhas valores limites de 2

mg.L-1 para o sulfeto de hidrogênio (H2S) e 35 mg.L-1 para a amônia não-

ionizada (NH3)). Assim, conclui-se que os sulfetos podem ser mais tóxicos do que

a amônia para os organismos que habitam os sedimentos. A toxicidade dos

sulfetos é dependente do pH, como no caso da amônia e outros compostos. Na

água, os sulfetos existem em duas formas predominantes: não-ionizado (H2S) e

ionizado (HS-). Uma terceira forma (S22-) nunca é predominante em água.

Segundo Schoonen e Barnes (1988), a equação de equilíbrio em água é dada

por:

H2S = H+ + HS- log Ka = -7.02 (NIST, 1997).

Em pH = 8,0 (água marinha), cerca de 9% do Enxofre está na forma de H2S e

em pH = 6,0 cerca de 91% do Enxofre está nessa forma, enquanto que em pH =

7,0, as formas H2S e HS- estão em quantidades equivalentes. A forma neutra

(H2S) pode difundir facilmente pelas membranas celulares dos animais, enquanto


o íon HS- tem muita dificuldade de atravessar esta membrana por causa da sua

carga elétrica.

Não obstante, a presença de sulfetos nos sedimentos é uma questão complexa,

mas sabe-se que os sulfetos agem de três maneiras quando presentes nos

sedimentos: (i) age como tóxico em si; (ii) reduz a toxicidade pela formação de

precipitados com os metais tóxicos; e (iii) afeta o comportamento e a

sensibilidade dos organismos-testes (WANG & CHAPMAN, 1999). A produção de

sulfetos ocorre quando há matéria orgânica em quantidade razoável e depleção

de oxigênio (tendência à anoxia), o que já se verifica a alguns milímetros da

subsuperfície do sedimento. Nos sedimentos salobros/marinhos, a redução

química dos sulfatos pelas bactérias redutoras de sulfatos (BRS) é a principal

origem de grandes quantidades de sulfetos. Vale salientar que a toxicidade dos

sulfetos é dependente do pH. Nesse sentido, o sulfeto existe prioritariamente

como sulfeto de hidrogênio (H2S) e ânion sulfeto (S2-), mas limites tóxicos para

organismos bênticos ainda não foram definidos por nenhum órgão ambiental

internacional devido à dificuldade de obter relações de dose-resposta aceitáveis.

Isto se deve por causa do comportamento químico do sulfeto que é volátil e

oxida facilmente, não permanecendo com uma concentração estável durante o

teste de toxicidade. A toxicidade do sulfeto é tanta que já se sugeriu usar as BRS

como agente biológico de controle dos nematoides parasitas do arroz

(FORTUNER & JAQ, 1976). Nesse sentido, três espécies de nematóides parasitas

do arroz (Hirsch niehoryzae, H. spinicandata e Tyleizchorhyizckvs irnashhoodi)

foram expostos ao sulfeto de hidrogênio com o objetivo de exterminá-los. O

sulfeto de hidrogênio (H2S) em água provocou uma diminuição do pH que foi

letal para as três espécies e, quando o H2S foi dissolvido em solução tampão

(para evitar a variação do pH), também houve letalidade, provavelmente pela

toxicidade em si do composto. Quando o H2S foi produzido pelas BRS, também

se verificou letalidade, mas houve uma variação na sensibilidade entre as

espécies de nematoides.

Em função destas novas considerações toxicológicas relativas à toxicidade

oriunda da matéria orgânica, nesta nova avaliação físico-química e

ecotoxicológica dos sedimentos procurou-se trazer novas informações analíticas

para melhor compreender a toxicidade verificada no diagnóstico anterior e atual.


Esta mesma abordagem de melhor compreender a toxicidade dos sedimentos

permitiu, recentemente, descartar a ecotoxicidade dos sedimentos pelos metais

do Saco da Fazenda em Itajaí (SC), ambiente semi-fechado localizado na região

da desembocadura do estuário do rio Itajaí-Açu, onde foi constatado que a

ecotoxicidade dos sedimentos foi oriunda das altas concentrações de sulfetos

presentes nos sedimentos ricos em matéria orgânica (ACQUAPLAN, 2011).

Assim, as análises das concentrações de amônia e de sulfetos durante a

realização dos testes de toxicidade são fundamentais, pois segundo a bibliografia

citada estes contaminantes naturais são capazes de influenciar de forma

significativa nos resultados do ensaios causando mortalidade dos organismos-

testes (WANG & CHAPMAN, 1999; CHAPMAN et al., 1992; LAPOTA et al., 2000).


5. ÁREA DE ESTUDO

A área de estudo do presente estudo compreende trechos do canal de navegação

entre os Portos de Paranaguá e Antonina, focando o entorno das áreas

identificadas como contaminadas por mercúrio e níquel, que foram

diagnosticadas durante a elaboração do Relatório de Controle Ambiental – RCA

da regularização ambiental do Porto de Paranaguá. Os pontos diagnosticados

durante a elaboração do RCA – Relatório de Controle Ambiental, que

apresentaram tais contaminações, são apresentados na Figura 4.

Analisando as cotas batimétricas nos locais onde foram coletadas as amostras

para a análise dos sedimentos, para a elaboração do Relatório de Controle

Ambiental - RCA, em relação as profundidades de dragagem de manutenção do

sistema aquaviário dos Portos de Paranaguá e Antonina, que são 12,0 m DHN

para as áreas Charlie e 9,5m DHN para a área Delta, verifica-se que para as

áreas Charlie, os locais que apresentaram contaminação encontram-se em

profundidades superiores a estabelecida para a dragagem de manutenção

(Figura 3), assim, tais áreas, não serão objeto de dragagem de manutenção.

Como forma de representar ilustrativamente esta condição foram elaborados

mapas destacando as áreas que necessitam de dragagem de manutenção

(pintadas em vermelho) e áreas que não necessitaram de dragagem de

manutenção (pintadas em azul) (Figura 5, Figura 6 e Figura 7).


Figura 3. Cota batimétrica para as estações onde foram identificadas contaminação

por mercúrio e níquel em relação a cota de dragagem de manutenção do sistema

aquaviário dos Portos de Paranaguá e Antonina.

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Avaliação dos Sedimentos Contaminados do Trecho entre os Portos de Paranaguá e Antonina - 5-20-

Figura 4. Localização das estações amostrais de sedimentos onde foram constadas contaminações durante a elaboração do diagnóstico do Relatório de Controle Ambiental – RCA em 2010.

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Figura 5. Detalhe da área Charlie 1, Charlie 3 e início da Delta (região do Porto de Paranaguá).

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Figura 6. Detalhe da área Delta (canal de navegação entre os Portos de Paranaguá e Antonina).

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Figura 7. Detalhe da área Delta (canal de navegação entre os Portos de Paranaguá e Antonina e bacia de evolução do Terminal Portuário da Ponta do Félix).

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6. PLANO AMOSTRAL PARA AVALIAÇÃO DA CONTAMINAÇÃO

Para a avaliação dos sedimentos contaminados dos trechos do canal de

navegação entre os Portos de Paranaguá e Antonina foram coletadas amostras

em dois momentos, sendo: (i) Campanha I, realizada nos dias 12 e 13 de janeiro

de 2012, obtidas 61 (sessenta e uma) amostras; e (ii) Campanha II, realizada no

dia 28 de fevereiro de 2012, em complementação a Campanha I após emissão

do Parecer Nº 10/2012 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, onde foram obtidas mais

30 (trinta) amostras.

Neste capítulo são apresentadas as metodologias adotadas em ambas

campanhas amostrais, sendo importante destacar que a única diferença entre

estas esta relacionada a distribuição das estações amostrais, sendo, portanto,

padronizadas a metodologia amostral e de análises.

6.1. Campanha I – Amostras Coletadas em Janeiro de 2012

6.1.1. Estações Amostrais

Na área Delta, durante a elaboração do diagnóstico do RCA, foram constatados

trechos onde as amostras de sedimentos apresentaram contaminação, sendo que

o pacote de sedimentos a serem dragados nesta área serão de aproximadamente

2,5 metros. Assim, como forma de detalhar e reavaliar os sedimentos desta área

(Delta) foi proposta a coleta de novas amostras em 22 (vinte e dois) pontos

distribuídos no entorno das áreas que apresentaram contaminação por níquel e

mercúrio. Além destes, propôs-se coletar novas amostras em duas estações já

analisadas no RCA, selecionando as estações que apresentaram as maiores

concentrações de mercúrio e níquel, que são as estações #078 e #94.

Ao longo dos 22 (vinte e dois) pontos amostrais foram coletadas amostras em

superfície, e também amostras nos pacotes sedimentares a serem dragados,

sendo 18 (dezoito) amostras no meio do pacote sedimentar e 19 (dezenove)

amostras na porção inferior do pacote. Na Tabela 1 são apresentadas as cotas

batimétricas dos pontos onde foram coletadas as amostras na Campanha I,

sendo a distribuição espacial em relação a cota de dragagem ilustrada na Figura

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8. A distribuição dos 22 (vinte e dois) pontos em relação aos limites do canal,

são apresentadas na Figura 9, Figura 10, Figura 11 e Figura 12.

Tabela 1. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação dos sedimentos e

posição no pacote onde foram obtidas as amostras.

Estações

Amostrais

Cota

Dragagem

(m)

Cota

Batimétrica (m)

Local da Amostragem

Amostra

Superfície

Meio do

Pacote

Porção

Inferior

#077 A

9,5

-9,4 -9,4 - -

#084 A -7,0 -7,0 -8,25 -9,5

#088 A -6,4 -6,4 -7,95 -9,5

#091 A -8,4 -8,4 -8,95 -9,5

#093 A -9,4 -9,4 - -

#095 A -9,3 -9,3 - -

#097 A -8,7 -8,7 -9,10 -9,5

#097 B -7,9 -7,9 -8,70 -9,5

#104 A -6,9 -6,9 -8,20 -9,5

# 104 B -8,1 -8,1 -8,80 -9,5

#104 C -8,3 -8,3 -8,90 -9,5

#104 D -7,3 -7,3 -8,40 -9,5

#105 A -9,1 -9,1 - -9,5

#105 B -8,4 -8,4 -8,95 -9,5

#109 A -7,5 -7,5 -8,50 -9,5

#109 B -8,6 -8,6 -9,05 -9,5

#109 C -8,4 -8,4 -8,95 -9,5

#109 D -7,6 -7,6 -8,55 -9,5

#110 A -8,0 -8,0 -8,75 -9,5

#110 B -7,4 -7,4 -8,45 -9,5

#110 C -7,3 -7,3 -8,40 -9,5

#110 D -7,9 -7,9 -8,70 -9,5

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Figura 8. Ilustração da cota batimétrica, cota da dragagem e distribuição das amostras coletadas em janeiro de 2012.


Figura 9. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais #77A e #84A.


Figura 10. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais #84A, #88A #91A e #93A.


Figura 11. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaque para as estações amostrais #95A, #97A e #97B.


Figura 12. Estações amostrais adotadas na Campanha I para avaliação da contaminação nos sedimentos, com destaques para as estações amostrais na região da bacia de evolução do Terminal

Portuário da Ponta do Félix.

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6.2. Campanha II – Amostras Coletadas em Fevereiro de 2012

6.2.1. Estações Amostrais

As estações amostrais contempladas na Campanha II, realizada em fevereiro de

2012, são uma complementação ao realizado na Campanha I. Em suma, esta

complementação é a acresção de mais 10 (dez) pontos amostrais, totalizando 30

(trinta) novas amostras, ao longo do trecho entre os pontos #077 e #084

diagnosticados no Relatório de Controle Ambiental – RCA de 2010, em atenção

ao recomendado no Parecer Nº 10/2012 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA.

Ao longo destas 10 estações amostrais foram coletadas amostras em superfície,

meio, e na porção inferior do pacote sedimentar, totalizando as 30 (trinta)

amostras (Tabela 2 e Figura 8). Estes pontos complementares visaram abranger

uma área não contemplada no diagnóstico do Relatório de Controle Ambiental –

RCA e também na Campanha I.

Estas amostras, coletadas em fevereiro de 2012, tiveram seus pontos amostrais

dispostos de forma intercalada entre as margens do canal de navegação,

conforme recomendado no Parecer Nº 10/2012 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA,

sendo suas disposições espaciais representadas na Figura 14 e Figura 15, e suas

posições geográficas apresentadas na Tabela 3.

Tabela 2. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação

dos sedimentos e posição no pacote onde serão obtidas as amostras.

Estações

Amostrais

Cota

Dragagem

(m)

Cota

Batimétrica (m)

Local da Amostragem

Amostra

Superfície

Meio do

Pacote

Porção

Inferior

#078 A

-9,5

-7,2 -7,2 -8,35 -9,5

#079 A -7,2 -7,2 -8,35 -9,5

#080 A -7,3 -7,3 -8,40 -9,5

#081 A -7,0 -7,0 -8,25 -9,5

#082 A -7,1 -7,1 -8,30 -9,5

#083 A -6,9 -6,9 -8,20 -9,5

#087 A -7,4 -7,4 -8,45 -9,5

#088 A -7,3 -7,3 -8,40 -9,5

#089 A -8,2 -8,2 -8,85 -9,5

#090 A -8,7 -8,7 -9,10 -9,5

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Tabela 3. Localização geográfica das estações

amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012)

para avaliação da contaminação nos sedimentos.

Estação

Amostral

Localização (UTM)1

N L

#078 A 744964,18 7177963,57

#079 A 744530,36 7178230,02

#080 A 744006,44 7178305,35

#081 A 743514,78 7178428,60

#082 A 743004,26 7178410,56

#083 A 742538,89 7178551,21

#087 A 740928,49 7178876,05

#088 A 740575,16 7179073,52

#089 A 740073,77 7179157,04

#090 A 739644,82 7179372,81

1 Datum horizontal: WGS 84 – Zona 22J

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Figura 13. Ilustração da cota batimétrica, cota da dragagem e distribuição das amostras coletadas no dia 28 de fevereiro de 2012.


Figura 14. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação da contaminação nos sedimentos, detalhe para o trecho entre as estações #078A e #084.


Figura 15. Estações amostrais adotadas na Campanha II (fevereiro/2012) para avaliação da contaminação nos sedimentos, detalhe para o trecho entre as estações #087A e #090A.

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6.3. Metodologia

6.4. Procedimento Amostral

O procedimento amostral adotado, tanto na Campanha I (12 e 13 de janeiro de

2012) como na Campanha II (28 de fevereiro de 2012), foram os mesmos

utilizados na coleta das amostras para o diagnóstico do Relatório de Controle

Ambiental – RCA em janeiro de 2010.

Para a coleta das amostras de sedimentos superficiais foi utilizado um busca-

fundo do tipo van Veen em aço inoxidável, com capacidade de 0,005 m3 (Figura

16).

Figura 16. Amostrador do tipo van Veen utilizado para

coleta de sedimentos superficiais.

Já para as amostras representativas do pacote sedimentar, foi empregado um

amostrador tipo Trado Caneco que também é constituído em aço inoxidável e

possui volume de 0,01 m³. Esse equipamento foi projetado com uma haste

acoplada possibilitando sua cravação no leito estuarino a fim de amostrar o

material presente nos estratos da camada sedimentar. Na parte superior do

trado há uma tampa do mesmo material, que permite a passagem dos

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sedimentos ao longo da cravação, mas que o mantém fechado durante a

retirada, evitando o escoamento da amostra (Figura 17).

Figura 17. Sedimento sendo extraído do amostrador

tipo trado caneco.

A coleta das amostras de sedimentos no pacote sedimentar foi realizada com o

auxílio de um mergulhador técnico. Após posicionar e fundear a embarcação

sobre o ponto amostral, o mergulhador realizou a cravação do trado através de

movimentos rotacionais até alcançar a profundidade definida, conforme ilustra a

Figura 18. Em seguida, o equipamento foi “sacado” do pacote sedimentar sendo

recolhido até a embarcação, onde a amostra foi devidamente acondicionada.

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Figura 18. Ilustração da operação técnica da coleta de

sedimentos em pacote com mergulhador.

Para a identificação das amostras, utilizou-se embalagens devidamente

etiquetadas, constando o nome e número da estação amostral, profundidade no

pacote sedimentar parâmetro a ser analisado, o método de conservação e a data

de coleta. Cada amostra foi identificada de forma individual, com numeração

distinta, sendo registrado em planilha de campo o seu respectivo número. Após o

acondicionamento e identificação, as amostras foram mantidas em caixas

térmicas refrigeradas e encaminhadas logo após a coleta ao laboratório para as

análises.

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6.5. Análise Químicas e Sedimentologia

Nas amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (12 e 13 de janeiro de

2012) foram analisados os seguintes parâmetros físico-químicos:

Concentração de Mercúrio;

Concentração de Níquel;

Carbono Orgânico Total – COT;

Amônia;

Sulfetos;

Sedimentologia/Granulometria.

Nas amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (28 de fevereiro de

2012) foram analisados os seguintes parâmetros físico-químicos:

Concentração de Mercúrio;

Carbono Orgânico Total – COT; e,

Sedimentologia/Granulometria.

Como complemento dos bioensaios ecotoxicológicos foi quantificada a amônia

não-ionizada (NH3) (Laboratório de Ecotoxicologia - UNIVALI) e sulfetos (S2-) nas

amostras de sedimentos coletados, pois a amônia e sulfetos originados na

degradação da matéria orgânica são tóxicos. A metodologia de análise da amônia

e sulfetos foi o da Standard Methods (métodos 4500 F e 4500 D,

respectivamente) (APHA et al., 2005). Todas as outras análises foram realizadas

no Laboratório da Bioensaios Análises e Consultoria Ambiental. O mercúrio foi

analisado segundo a metodologia EPA 7471B e o níquel segundo a metodologia

EPA 3050/6010C. O Carbono Orgânico Total foi analisado por combustão úmida

com um aparelho TOC-Shimadzu.

6.5.1. Análise Granulométrica dos Sedimentos

As amostras coletadas foram processadas em laboratório seguindo-se os

preceitos metodológicos clássicos para análise granulométrica (SUGUIO, 1973).

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Dessa forma, as amostras foram lavadas repetidamente com água destilada para

a eliminação dos sais solúveis, secas em estufa à temperatura de 50ºC durante

72 horas. Em seguida aproximadamente 150g de amostra foram quarteadas,

destinando-se parcelas para análise granulométrica, matéria orgânica, carbonato

e para coleção de reserva. Após secas as amostras foi realizado o peneiramento

para as frações maiores que 0,062 mm, com separação das frações em

intervalos de 1 Phi, segundo Krumbein (1934). Após a separação, as frações

correspondentes a cada intervalo granulométrico foram pesadas em balança

analítica com 0,0001g de precisão. Para a determinação do tamanho de grão das

frações lamosas (silte e argila), foi utilizado o método de pipetagem, baseado

nos tempos de sedimentação.

Depois de obtidos os pesos de cada intervalo granulométrico, os dados foram

processados através de métodos computacionais para classificação quanto ao

tamanho das partículas que compõe a amostra. O programa utilizado para tal

procedimento é o Sysgran, cujos critérios de caracterização se fundamentam em

Folk e Ward (1957), onde são determinadas as porcentagens relativas dos quatro

componentes granulométricos básicos do sedimento (cascalho, areia, silte e

argila), além de parâmetros estatísticos das amostras. No entanto, destaca-se

que este programa não leva em consideração a composição mineralógica das

amostras.

6.5.2. Determinação da Matéria Orgânica

A matéria orgânica foi determinada de acordo com Dean (1973), em cujo método

uma fração de cada amostra de sedimento sem carbonato de cálcio é exposta a

temperatura de 550oC em forno mufla para queima total da matéria orgânica. O

teor de matéria orgânica foi determinado por diferença de peso.

6.5.3. Determinação de Carbonato de Cálcio (CaCO3)

Após a preparação (lavagem e secagem em estufa a 50°C), aproximadamente 3

g de sedimento foram submetidas a 1000ºC em forno mufla para determinação

de carbonato de cálcio. Os teores de CaCO3 foram então obtidos por diferença de

peso, segundo metodologia descrita por Dean (1973).

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6.6. Testes de Ecotoxicidade Realizados com as Amostras da

Campanha I

Os critérios para a seleção das espécies para os testes de ecotoxicidade são

diversos, e dificilmente uma preenche todos os requisitos exigidos. Entretanto

cada laboratório trabalha com espécies recomendadas ou aquelas comuns aos

ambientes próximos que tenha um levantamento pretérito já realizado. Nesta

categoria, os critérios mais comuns são: disponibilidade (abundância e

ocorrência), habilidade de cultivo em laboratório (resistência), tamanho

conveniente (escala de trabalho), dados biológicos disponíveis como significância

ecológica e valor econômico e recreacional (importância ecológica e econômica),

amplitude de ocorrência (disponibilidade em outras áreas geográficas),

sensibilidade (intervalo limitado), tipo de alimentação, reprodução e o tempo de

seu ciclo de vida.

As amostras de sedimentos foram avaliadas por testes de toxicidade aguda

usando como organismo-teste os crustáceos Arbacia lixula e Kalliapseudes

schubartii.

6.6.1. Ensaios com Arbacia lixula

Foram realizados testes de ecotoxicidade crônica com a fase aquosa (elutriato)

dos sedimentos superficiais e de subsuperfície utilizando como organismo-teste o

ouriço-do-mar Arbacia lixula (ECHINOIDEA: ARBACIIDAE). Os ouriços-do-mar

desta espécie são exclusivamente litorâneos, sendo encontrados principalmente

sobre substrato rochoso, até cerca de 15 m de profundidade, e em praticamente

toda a costa brasileira. Os ensaios de toxicidade crônica (subcrônica) são

realizados num período que corresponde a toda ou uma parte do ciclo de vida do

organismo. São conduzidos durante 1/10 do ciclo de vida do organismo

enfocado, sendo observados os efeitos subletais e fisiológicos (sobre o

crescimento e a reprodução) (CHASIN & AZEVEDO, 2003). Assim, os ensaios

foram realizados de acordo os procedimentos descritos na Norma Técnica L5.250

da CETESB (1992). Apesar dos testes padronizados para o Brasil recomendarem

a espécie Lytechinus variegatus (ouriço-do-mar verde) nos testes de toxicidade,

a espécie A. lixula (ouriço-do-mar preto) é a mais comum e abundante no litoral

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sul do Brasil, onde já tem sido desenvolvido teste metodológico com esta

espécie. A metodologia empregada é a mesma para todas as espécies de

ouriços, e a espécie obedece aos critérios de escolha de organismo-teste como a

disponibilidade (abundância e ocorrência) e amplitude de ocorrência

(disponibilidade em outras áreas geográficas). Cada laboratório trabalha com

espécies recomendadas ou aquelas comuns aos ambientes próximos que tenha

um levantamento pretérito já realizado.

A elutriação é um processo de remoção de substâncias que estão adsorvidas no

sedimento, forçada por lavagem, liberando-as para o eluente, normalmente

água, onde se procede a determinação da investigação. O teste de elutriação é

utilizado para estimar o potencial de impacto do sedimento sobre a vida aquática

ou em outros usos da água afetada por ressuspensão (LEE & JONES-LEE, 2005).

É uma maneira de simular de modo simplificado e controlado os eventos de

ressuspensão do sedimento por processos de dragagem e disposição final do

material dragado em corpos de água, sendo considerado como um procedimento

de avaliação das condições máximas de liberação de contaminantes, causada por

uma operação de disposição resultante de uma dragagem mecânica (USEPA,

1998).

O elutriato foi preparado com uma sub-amostra homogeneizada do sedimento,

numa proporção 1:4 de sedimento e água do mar por deslocamento de volume

onde foi misturada vigorosamente por 30 minutos com um agitador mecânico.

Após o período de agitação, o material foi deixado para decantar, foi

centrifugado, e o sobrenadante foi filtrado em filtro de fibra de vidro (GF/F). O

elutriato assim obtido foi estocado em vidro âmbar a 4°C até a realização dos

testes de toxicidade dentro de um prazo de duas semanas (USEPA, 1998).

Para a realização dos testes, os gametas foram liberados através de injeção de

solução de cloreto de potássio (KCl 0,5 M) na região peri-oral dos ouriços-do-

mar. Foram preparadas 5 réplicas de ensaio para cada elutriato, dos quais uma

réplica destinou-se ao controle de salinidade e pH em frascos de 15 mL. Um

número mínimo de 300 ovos de Arbacia lixula foram transferidos para os frascos

testes e incubados por um período de 24 horas a 25 ± 2°C e foto-período de

12:12. A finalização do teste foi realizada por fixação com formol a 4 %. Foram

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considerados os testes válidos quando o percentual de efeito nos frascos controle

não ultrapassou 20% e alterações superiores de pH e salinidade não excederam

20% da inicial. A análise do conteúdo dos frascos para a identificação do efeito

tóxico foi realizada em microscópio verificando o estágio de desenvolvimento de

no mínimo 100 embriões, utilizando-se uma Câmara de Sedgwick – Rafter

(CETESB, 1992).

Para a análise estatística dos dados A. lixula utilizou-se o teste de Dunnett na

determinação das amostras que foram significativamente diferentes do controle.

6.6.2. Ensaios com Kalliapseudes schubartii

O teste com Kalliapseudes schubartii foi executado sobre a fase sólida, sendo o

sedimento disposto em recipientes e adicionada água de diluição, conforme

metodologia descrita por Zamboni e Costa (2002).

Os ensaios foram realizados em um período de 10 dias consecutivos, sendo

mantido em estufa com condições de fotoperíodo estabelecidas (12 horas com

luz e 12 horas sem), em temperatura de 22ºC +/- 1ºC, aeração constante e

alimentação baseada em ração de alevino microfloculada.

Para a análise estatística dos dados K. schubertii utilizou-se o teste de Dunnett

na determinação das amostras que foram significativamente diferentes do

controle.

__________________________________________________


7. RESULTADOS E DISCUSSÃO

7.1. Campanha I (janeiro de 2012):

Os resultados das concentrações de mercúrio, níquel, Carbono Orgânico Total –

COT, sulfetos, do ensaios de ecotoxicidade e amônia dos elutriatos dos

sedimentos avaliados, são apresentados de forma consolidada na Tabela 4.

Tabela 4. Resumo dos resultados das análises físico-químicas e dos testes de

ecotoxicidade feitos com 61 amostras de sedimentos provenientes da região entre as

instalações do Porto de Paranaguá e o Porto de Antonina (Terminal Portuário Ponta do

Félix), obtidas na Campanha I (12 e 13 de janeiro de 2012).

Amostras A. lixula

(% efeito) NH3

(mg.L-1)

K. schubertii (% efeito)

NH3 (mg.L-1)

S2- (mg.Kg-1)

COT (%)

Hg (mg.Kg-

1)

Ni (mg.Kg-1)

77A Superfície 100* 0,31 12,5 0,29 9,2 3,27 0,16 18,1

78 Superfície 100* 0,15 15 0,16 11,4 3,13 <0,15 16,4

84A

Superfície 100* 0,27 25,0* 0,16 29,7 4,75 <0,15 19,6

Meio 100* 0,27 57,5* 0,035 43,6 5,96 <0,15 21,4

Fundo 100* 0,18 70,0* 0,075 58,7 4,95 <0,15 20

88A

Superfície 100* 0,29 5 0,18 8,7 4,67 <0,15 20

Meio 100* 0,28 30,0* 0,075 21 5,31 <0,15 23

Fundo 100* 0,055 22,5* 0,05 22,8 4,53 <0,15 19,6

91A

Superfície 100* 0,28 20 0,076 18,6 4,20 <0,15 19,3

Meio 100* 0,3 27,5* 0,25 20,6 4,26 <0,15 18,1

Fundo 100* 0,29 50,0* 0,16 38,6 4,82 <0,15 18,4

93A Superfície 100* 0,17 17,5 0,34 7,8 1,82 <0,15 10,2

94 Superfície 100* 0,29 5 0,27 18,3 5,05 <0,15 21,5

95A Superfície 100* 0,16 15 0,33 9,4 3,83 <0,15 21,4

97A

Superfície 100* 0,25 22,5* 0,16 19,5 5,04 <0,15 22,5

Meio 100* 0,23 32,5* 0,11 21,8 3,14 0,24 25,8

Fundo 100* 0,27 27,5* 0,17 14 4,93 <0,15 19,5

97B

Superfície 100* 0,33 17,5 0,27 8,8 3,63 <0,15 22,3

Meio 100* 0,33 7,5 0,27 12,8 5,17 <0,15 22,7

Fundo 100* 0,34 25,0* 0,18 17,4 4,74 <0,15 19,7

104A

Superfície 100* 0,09 7,5 0,31 7,9 3,34 <0,15 21,1

Meio 100* 0,32 10 0,3 9,3 4,56 <0,15 21,7

Fundo 100* 0,15 25,0* 0,17 16,6 4,42 <0,15 19,8

104B

Superfície 100* 0,13 12,5 0,29 12,1 4,79 <0,15 21,2

Meio 100* 0,18 40,0* 0,27 23,5 4,49 <0,15 21,5

Fundo 100* 0,31 7,5 0,31 15,2 4,60 <0,15 18,8

104C

Superfície 100* 0,25 10 0,37 14,7 5,05 <0,15 21

Meio 100* 0,27 25,0* 0,27 18,4 4,66 <0,15 22

Fundo 100* 0,28 32,5* 0,31 20,7 3,92 <0,15 19,8

__________________________________________________


Amostras A. lixula

(% efeito) NH3

(mg.L-1)

K. schubertii

(% efeito)

NH3 (mg.L-1)

S2- (mg.Kg-1)

COT (%)

Hg (mg.Kg-

1)

Ni (mg.Kg-1)

104D

Superfície 100* 0,11 15 0,33 12,1 3,75 <0,15 20,8

Meio 100* 0,28 20 0,3 14,5 4,10 <0,15 21,3

Fundo 100* 0,31 42,5* 0,14 28,4 4,47 <0,15 18,5

105A Superfície 100* 0,25 20 0,35 13,9 4,45 <0,15 15,8

Fundo 100* 0,24 45,0* 0,27 31,9 4,27 <0,15 18,9

105B

Superfície 100* 0,18 5 0,29 9,9 3,68 <0,15 24,9

Meio 100* 0,28 7,5 0,32 13,5 4,61 <0,15 22,7

Fundo 100* 0,18 7,5 0,3 12,3 4,14 <0,15 19,3

109A

Superfície 100* 0,14 25,0* 0,34 28,6 4,72 <0,15 20,3

Meio 100* 0,07 42,5* 0,25 41 4,82 <0,15 22,4

Fundo 100* 0,06 62,5* 0,13 49,6 4,86 <0,15 19,6

109B

Superfície 100* 0,25 20 0,24 9,2 0,98 <0,15 9,5

Meio 100* 0,23 37,5* 0,11 27,9 4,72 <0,15 22,7

Fundo 100* 0,056 22,5* 0,35 23,1 4,64 <0,15 19,2

109C

Superfície 100* 0,06 27,5* 0,33 25,1 5,66 0,15 19,8

Meio 100* 0,26 25,0* 0,25 23,7 4,90 <0,15 20,8

Fundo 100* 0,06 30,0* 0,18 26,6 4,38 <0,15 20

109D

Superfície 100* 0,18 20 0,23 14,8 4,37 <0,15 21,3

Meio 100* 0,044 27,5* 0,38 22,9 5,01 <0,15 18,1

Fundo 100* 0,045 27,5* 0,33 19,2 4,58 <0,15 19,3

110A

Superfície 100* 0,14 10 0,27 13,5 5,06 <0,15 21,4

Meio 100* 0,17 15 0,3 13,9 4,89 <0,15 19,1

Fundo 100* 0,044 30,0* 0,39 21,8 4,46 <0,15 18,8

110B

Superfície 100* 0,13 45,0* 0,25 24,5 3,88 <0,15 20

Meio 100* 0,09 12,5 0,39 11,2 4,39 <0,15 18,9

Fundo 100* 0,07 27,5* 0,46 14,5 3,79 <0,15 19,7

110C

Superfície 100* 0,16 5 0,23 10,3 4,16 <0,15 21,3

Meio 100* 0,3 22,5* 0,38 10,8 3,21 <0,15 14,1

Fundo 100* 0,07 47,5* 0,16 24,3 3,80 <0,15 20,4

110D

Superfície 100* 0,08 12,5 0,35 13,1 4,60 <0,15 24,1

Meio 100* 0,044 15 0,28 12,6 4,47 <0,15 19,3

Fundo 100* 0,14 32,5* 0,22 21 4,76 <0,15 20

Controle 8,6 0,009 14 0,24 - - - -

A Resolução CONAMA No 344/04 indica como valor de alerta a concentração de

10% de Carbono Orgânico Total – COT, descrevendo que concentrações

superiores a 10% poedrão causar prejuizos ao ambiente na área de disposição.

A partir desta premissa foi possível observar nas amostras analisadas que os

valores de COT (Figura 19) estiveram em conformidade com a legislação em

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todos as amostras avaliadas, tendo como mínimo o valor de 0,98% e um

máximo de 5,96%. Conforme já apresentado anteriormente, a grande maioria

das amostras de sedimentos analisados neste estudo apresentam quantidades

consideráveis de COT, mostrando que estes sedimentos são ricos em matéria

orgânica, que é um agente importante na imobilização de metais com potencial

tóxico, atenuando a biodisponibilidade dos mesmos. Esta riqueza em matéria

orgânica é a explicação para justificar os valores relativamente altos de amônia e

sulfetos encontrados nas análises químicas (Tabela 4), que pode estar

diretamente relacionada ao grande aporte de nutrientes provenientes dos

manguezais do Complexo Estuarino de Paranaguá.

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Figura 19. Concentrações de Carbono Orgânico Total, em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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Para as concentrações de níquel observadas (Figura 20), das 61 amostras

analisadas, 17 foram superiores ao Nível 1 estabelecido na Resolução CONAMA

No 344/04, que é de 20,9 mg.Kg-1, porém deve ser salientado que as

concentrações encontradas têm baixa probabilidade de causar impactos

ambientais significativos, pois o valor máximo registrado, de 25,8 mg.Kg-1 na

amostras #97A - Meio, foi encontrado apenas em uma amostra e está longe do

valor do Nível 2 preconizado pela Resolução CONAMA No 344/04, que é de 51,6

mg.Kg-1. Uma evidência de que o valor máximo encontrado de níquel não é um

problema ambiental é o fato de que a toxicidade da amostra (#97A – Meio) não

foi forte para a espécie K. schubartii, com uma porcentagem de efeito de 32,5%.

O valor da porcentagem de efeito de 100% (ou seja, todos os organismos

expostos foram afetados de forma negativa) verificado para a espécie A. lixula

neste mesmo ponto amostral pode ser explicado pelas quantidades de amônia

(0,113 mg.L-1) e, mais provavelmente, pelos sulfetos (21,8 mg.Kg-1). Uma outra

evidência da não-periculosidade do níquel é o fato de que na amostra #109 B –

Superfície, a concentração do níquel foi de 24,9 mg.Kg-1 e a porcentagem de

efeito (organismos afetados) nos ouriços A. lixula foi somente de 5%.

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Figura 20. Concentrações de Níquel (mg.kg-1), em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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Com exceção de duas amostras localizados em estações amostrais diferentes

(#77A - Superfície e #97A - Meio), o mercúrio (Figura 21), esteve presente em

concentrações abaixo do Nível 1 da Resolução CONAMA No 344/04 que

estabelece um limite de 0,15 mg.Kg-1. Estas duas amostras que excederam o

Nível 1, as concentrações encontradas foram de 0,16 mg.Kg-1 para a amostra

#77A - Superfície e 0,24 mg.Kg-1 para a amostra #97A - Meio. Estes valores

excedentes do Nível 1 estão bem abaixo do limite preconizado para o Nível 2 que

é de 0,71 mg.Kg-1 e que teria alta probabilidade de causar impacto ambiental

para a biota aquática. Assim, apesar da desconformidade das concentrações de

mercúrio nestas duas amostras a probabilidade de efeitos à biota é baixa. A

maior concentração de mercúrio foi constatada na mesma amostra que

apresentou a maior concentração de níquel. Assim, pode-se mais uma vez repetir

a afirmação de que uma evidência de que o valor máximo encontrado de

mercúrio não é um problema ambiental é o fato de que a toxicidade da amostra

(#97A – Meio) não foi forte para a espécie K. schubartii, com uma porcentagem

de efeito de 32,5%. O valor da porcentagem de efeito de 100% (ou seja, todos

os organismos expostos foram afetados de forma negativa) verificado para a

espécie A. lixula para esta amostra pode ser explicado pelas quantidades de

amônia (0,113 mg.L-1) e, mais provavelmente, pelos sulfetos (21,8 mg.Kg-1). Em

outras palavras, onde se verificou a maior toxicidade dos sedimentos para a

espécie K. schubartii (amostras #84A - Meio e #84A - Fundo com porcentagens

de efeito sobre 57,5% e 70% dos organismos), a concentração de mercúrio foi

inferior ao Nível 1 da Resolução CONAMA No 344/04.

Com relação às concentrações ambientais do mercúrio, não existe um padrão

específico, pois cada ambiente tem seu histórico geológico variado com relação

aos outros ambientes. A Resolução CONAMA No 420/09 que trata da qualidade

dos solos estabelece um valor de prevenção nos solos de 0,5 mg.Kg-1. A

literatura brasileira cita que amostras de sedimento e material em suspensão

coletadas em cinco rios da parte leste do Quadrilátero Ferrífero (MG)

apresentaram concentrações de mercúrio variando entre 0,02 e 5,5 mg.Kg-1,

sendo que todo o mercúrio encontrado nas amostras estava na forma de Hg2+, o

qual se encontra preferencialmente adsorvido na fração silte/argila de todas as

áreas estudadas (WINDMÖLLER et al., 2007).

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Figura 21. Concentrações de Mercúrio (mg.kg-1), em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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Com relação à ecotoxicidade dos sedimentos verificada com a espécie Arbacia

lixula, todas as amostras de elutriatos dos sedimentos apresentaram efeitos

nefastos em 100% dos organismos testados concernente ao desenvolvimento

larval. Com relação à espécie Kalliapseudes schubartii (Tainadáceo), das 61

amostras analisadas, 50 apresentaram efeito adverso significativo.

Observando-se os valores das concentrações de amônia não-ionizada

mensuradas, a toxicidade verificada na espécie Arbacia lixula pode ser atribuída

ao alto conteúdo deste composto (geralmente >0,05 mg.L-1), com exceção das

amostras de sedimento #109D - Meio, #109D - Fundo, #110A - Fundo e #110D

- Meio, onde a toxicidade observada não pode ser atribuída ao alto conteúdo em

amônia não-ionizada (NH3). Contudo, observando-se os valores de sulfetos

nestas amostras, podemos afirmar que a toxicidade observada pode ser

explicada pela presença de sulfetos que apresentam concentrações tóxicas.

Assim, quando se comparam as amostras #110ª - Fundo com a amostra #110D

- Meio, percebe-se que os valores de NH3 no teste com A. lixula são baixos,

enquanto que COT, mercúrio e níquel são muito similares e os sulfetos são

elevados (assim como nas outras duas amostras, #109D - Meio e #109D -

Fundo), o que pode explicar a toxicidade observada nos ouriços expostos aos

sedimentos destas quatro amostras.

Visto que a ecotoxicidade dos metais foi praticamente descartada para ambas as

espécies de organismos em função dos valores estabelecidos pela Resolução

CONAMA No 344/04 (Nível 1, baixa probabilidade de causar impactos à biota) e

que algumas concentrações relativamente altas de amônia não afetaram de

forma significativa a sobrevivência da espécie K. schubertii (vide por exemplo, as

amostras #93A-Superfície, #104A-Superfície, #104C-Superfície, #105B-Meio,

entre outras), dentre os parâmetros analisados a atenção para explicar a

ecotoxicidade observada recai sobre os sulfetos.

As concentrações observadas de sulfetos em quase todos as amostras (com

exceções das amostras #77A-Superfície, #93A-Superfície, #95A-Superfície,

#97B-Superfície, #109B-Superfície e #110C-Meio) são relativamente altas e por

si só justificariam efeitos tóxicos em organismos vivos, pois a toxicidade do H2S,

por exemplo, é comparável com a do cianeto de hidrogênio. Ele forma uma

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ligação complexa com o ferro nas enzimas citocrômicas mitocondriais, impedindo

assim a respiração celular (HODGSON, 2010). Assim, onde se verificou a maior

toxicidade dos sedimentos para a espécie K. schubartii (amostras #84A-Meio,

#84A-Fundo e #109A-Fundo com porcentagens de efeito sobre 57,5%, 70% e

62,5% dos organismos), as concentrações de sulfetos foram as maiores

encontradas entre todas as amostras. Aqui também pode ser relembrado o

conteúdo do item 4 (CONTEXTUALIZAÇÃO SOBRE A QUALIDADE DOS

SEDIMENTOS), para a interpretação/compreensão dos dados levantados neste

estudo. Para efeito informativo, a ecotoxicidade dos sulfetos para o amfípoda

Gammarus em termos de CL50-96 h foi de 0,02 mg.L-1 (OSEID & SMITH, 1974),

enquanto que para a espécie de ouriço Lytechinus pictus, a concentração de

sulfeto de 0,1 mg.L-1 provocou a mortalidade dos organismos em 49 dias de

exposição (THOMPSON et al., 1991).

Por outro lado, estas concentrações relativamente altas de Sulfetos podem servir

como agentes precipitadores de metais. Os sulfetos têm grande afinidade por

metais tóxicos (ou não) que estão na forma bivalente iônica e que estejam

dissolvidos na água. Assim, os Sulfetos se ligam a estes metais formando

precipitados, ou seja, sólidos insolúveis, retirando os metais da água e

concentrando-os nos sedimentos. Logo os sulfetos, formados nos sedimentos dos

rios, estuários e ambientes marinhos, funcionam como um agente despoluidor,

concentrando os metais provenientes do intemperismo das rochas ou dos

efluentes despejados pelas atividades industriais e domésticas próximas em

formas químicas insolúveis. Esta característica de atenuação da toxicidade pelos

sulfetos já é bem conhecida na literatura científica como AVS-SEM (LONG et al.,

1998; DI TORO et al., 1992). “Acid volatile sulfide (AVS)” é operacionalmente

definido em termos de liberação de H2S volátil dos sedimentos tratados com

ácidos (LONG et al., 1998). Esta quantidade de sulfetos volátil liberado pelo

tratamento ácido é comparada com a soma molar de todos os metais extraídos

simultaneamente (SEM) do sedimento ao liberar H2S. Teoricamente, quando um

sedimento apresenta excesso de AVS relativamente à quantidade de SEM, todos

os metais no sedimento devem estar na forma de complexos de sulfetos

insolúveis. Assim, a diferença SEM – AVS deve refletir a quantidade de metais

biodisponíveis e esta relação está sendo muito usada na avaliação de riscos

ecológicos para o caso de contaminantes metálicos nos sedimentos (DI TORO et

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al., 1992; LEE et al., 2000; MACGRARATH et al., 2002). Para exemplificar a

aplicação dessa técnica SEM/AVS no Brasil, a geoquímica e toxicidade dos metais

(Cr, Cu, Ni e Zn) foi investigada em sedimentos superficiais da região estuarina

formada pelos rios Sergipe, Sal e Poxim, sendo que os autores concluíram, com

os dados levantados, que a probabilidade de acontecer efeitos adversos dos

metais é baixa (GARCIA et al., 2011).

Assim, com relação aos dados ecotoxicológicos obtidos através da análise das

amostras da Campanha I (coletadas em 12 e 13 de janeiro de 2012), pode-se

afirmar que a toxicidade observada na grande maioria das amostras

provavelmente é originada (ou fortemente atribuível) à presença dos sulfetos,

principalmente o H2S, formado pela degradação da matéria orgânica presente

nos sedimentos.

7.1.1. Análise Sedimentológica

As 61 amostras coletadas no Complexo Estuarino de Paranaguá – CEP foram

processadas e destinadas para a realização das análises granulométricas, as

quais estão apresentadas abaixo na forma de histogramas de frequência na

Figura 22. Assim, pode-se dizer que em todos os pontos amostrais houve uma

maior representatividade das frações correspondentes as classes granulométricas

equivalentes a silte e argila, com exceção da amostra #93A – Superfície, que foi

classificada como areia muito fina.

Na Figura 23 estão representadas as porcentagens de Matéria Orgânica (M.O.)

das 61 amostras coletadas na Campanha I (janeiro de 2012). Nesta análise foi

possível observar que as porcentagens de M.O. variaram entre 14,88%, para a

amostra #84A – Meio, e 4,12%, para a amostra #93A – Superfície, amostra essa

que apresentou a maior granulometria entre as 61 amostras analisadas.

A porcentagem de Carbonato (Figura 24), das 61 amostras analisadas para a

Campanha I, variou entre 5,99%, para a amostra #104D – Fundo, e 2,04%,

para a amostra #93A – Superfície.

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Figura 22. Histograma da granulometria de 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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Figura 23. Porcentagem de Matéria Orgânica (M.O.), em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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Figura 24. Porcentagem de Carbonato, em 61 amostras de sedimentos coletadas na Campanha I (janeiro de 2012).

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7.2. Campanha II (fevereiro de 2012):

Os resultados das análises físico-químicas, Mercúrio (Hg) e Carbono Orgânico

Total (COT), para a Campanha II (amostras coletadas no dia 28 de fevereiro de

2012), são apresentados na Tabela 5.

Tabela 5. Resumo dos resultados das análises físico-químicos feitos

com 30 amostras de sedimentos provenientes da região entre as

instalações do Porto de Paranaguá e o Porto de Antonina (Terminal

Portuário Ponta do Félix), obtidas na Campanha II (28 de fevereiro

de 2012).

Amostras COT Hg

(%) (mg.kg-1)

#78A

Superfície 1,65 <0,15

Meio 1,07 <0,15

Fundo 2,18 <0,15

#079A


Meio 4,77 <0,15

Fundo 4,53 <0,15

#080A


Meio 4,37 <0,15

Fundo 4,67 <0,15

#081A


Meio 4,84 <0,15

Fundo 4,37 <0,15

#82A

Superfície 4,11 0,18

Meio 4,95 <0,15

Fundo 4,74 <0,15

#83A


Meio 4,64 <0,15

Fundo 4,50 <0,15

#87A


Meio 5,13 0,15

Fundo 4,87 <0,15

#88A


Meio 5,26 <0,15

Fundo 4,69 <0,15

#89A


Meio 4,79 <0,15

Fundo 4,67 <0,15

#90A


Meio 4,80 <0,15

Fundo 4,74 <0,15

As concentrações de Carbono Orgânico Total – COT obtidas a partir das análises

das 30 (trinta) amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (28 de

fevereiro de 2012), apresentaram resultados inferiores a 10%, em todas as

amostras (Figura 25). A Resolução CONAMA No 344/04 estabelece a

concentração de 10% como Valor de Alerta, considerando que concentrações

superiores ao Valor de Alerta poderão causar prejuízos ao ambiente na área de

disposição.

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Figura 25. Concentrações de Carbono Orgânico Total, em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012).

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Com relação ao Mercúrio (Figura 26), apenas duas amostras apresentaram

valores superiores ao limite de quantificação do método analítico (0,15 mg.Kg-1)

utilizado pelo laboratório responsável pelas análises físico-químicas. Destas,

apenas a amostra #82A–Superfície esteve acima do valor estipulado para o Nível

1 pela Resolução CONAMA No 344/04, sendo que a concentração apresentada

pela mesma foi de 0,18 mg.Kg-1, ficando bem abaixo do valor estipulado pela

citada legislação para o Nível 2.

Nestas amostras não foram realizados testes toxicológicos, pois conforme visto

nos resultados apresentados para a Campanha I, as concentrações de mercúrio,

que estiveram próximas à concentração encontrada para a amostra #82A–

Superfície, não tiveram conexão comprovada com a toxicidade da amostra,

sendo esta atribuída às elevadas concentrações de sulfeto e de amônia não

ionizada.

__________________________________________________


Figura 26. Concentrações de Mercúrio (mg.kg-1), em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012).

__________________________________________________


7.2.1. Análise Sedimentológica:

O histograma de frequência das classes granulométricas referentes as 30

amostras coletadas durante a Campanha II (fevereiro de 2012), é apresentado

na Figura 27. Na análise estatística realizada com estas amostras foi possível

observar que todas as amostras apresentaram granulometria correspondente à

silte muito fino, com exceção das três amostras (superfície, meio e fundo) do

ponto #78A, que foram classificados como silte grosso.

Os conteúdos de matéria orgânica e carbonatos (Figura 28 e Figura 29,

respectivamente) foram bastante mais baixos nas três profundidades da estação

#78A, onde também foram observados os maiores percentuais de sedimentos

mais grosseiros. Nesta estação as porcentagens de M.O. ficaram próximas de

4%, e as de carbonato, de 2%.

Nas outras estações as porcentagens de M.O. (Figura 28) variaram entre

10,28%, para a amostra #79A – Meio, e 8,86% para a amostra #82A –

Superfície. Já as porcentagens de Carbonato (Figura 29) variaram entre 3,46%,

para a amostra #83A – Fundo, e 8,86%, para a amostra #80A – Superfície.

__________________________________________________


Figura 27. Histograma da granulometria de 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012).

__________________________________________________


Figura 28. Porcentagem de Matéria Orgânica (M.O.), em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012).

__________________________________________________


Figura 29. Porcentagem de Carbonato, em 30 amostras de sedimentos coletadas na Campanha II (fevereiro de 2012).

__________________________________________________


8. AVALIAÇÃO DOS TEORES DE METAIS NOS SEDIMENTOS NA ÁREA

DOS PORTOS ORGANIZADOS DE PARANAGUÁ E ANTONINA –

COMPARAÇÃO ENTRE OS RESULTADOS DOS DIAGNÓSTICOS

REALIZADOS ENTRE OS ANOS DE 2010 E 2012

Como resposta ao Parecer Nº 54/2011 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, que

recomenda que sejam realizados estudos mais detalhados ao longo dos trechos

do sistema aquaviário dos Portos de Paranaguá e Antonina onde foram

observadas amostras contaminadas por mercúrio e níquel no diagnóstico

constante do Relatório de Controle Ambiental – RCA apresentado ao IBAMA em

2010, torna-se necessário a comparação dos resultados obtidos nos diagnósticos

realizados de 2010 e 2012.

O Níquel apresentou resultados de concentrações muito próximas em ambas as

coletas, sendo que suas concentrações variaram entre menor que o limite de

detecção e 23,5 mg.kg-1, para os resultados obtidos em 2010, e menor que o

limite de detecção e 25,8 mg.kg-1, para os resultados obtidos nas campanhas

realizadas em 2012. Nestas duas oportunidades foi possível observar que os

valores de Níquel que estiveram em desconformidade com Resolução CONAMA No

344/04 ficaram muito próximos do Nível 1 (20,9 mg.kg-1), limiar abaixo do qual

se prevê baixa probabilidade de efeitos adversos à biota, e bem abaixo do Nível

2 (51,6 mg.kg-1), limiar acima do qual se prevê um provável efeito adverso à

biota.

O Mercúrio apresentou uma diferença significativa entre as duas campanhas,

sendo que em 2010, das 172 amostras analisadas, 31 amostras apresentaram

concentrações de mercúrio acima do Nível 1 estipulado pela Resolução CONAMA

No 344/04. Já para a campanha de 2012, das 91 amostras analisadas, apenas

três apresentaram esta desconformidade, visto que a maior concentração

observada nesta campanha foi de 0,24 mg.kg-1, enquanto que em 2010 o maior

valor observado foi de 0,51 mg.kg-1.

Para uma melhor compreensão da diferença entre o comportamento destes dois

metais devemos assumir algumas hipóteses:

__________________________________________________


O aporte do metal Níquel ocorre de maneira crônica, tendo como suas

principais fontes os efluentes domésticos e industriais nas cercanias do

Porto de Paranaguá. Estas fontes estão situadas, conforme resultados

existentes, entre o cais do Porto de Paranaguá e o píer da

Petrobras/Catallini, assim como na região mais externa do estuário no rio

Itiberê.

Não foi identificada uma fonte poluidora direta e constante de Mercúrio na

região, sendo que a contaminação local ocorre de forma pontual, e/ou,

mesmo que constante, o aporte do metal Mercúrio na região se dá em

concentrações muito baixas, podendo ser originada através da incineração

de resíduos sólidos, combustão de carvão, resíduos de tintas, efluentes

industrias de fundição e indústria química.

Por último, cabe destacar que as fortes chuvas ocorridas entre os dias 10 e

12 de março de 2011 (Figura 30), que deixaram as principais cidades da

região de Paranaguá em estado de emergência, com os municípios

declarado estado de calamidade pública, foram certamente suficientes

para remobilizar o sedimento contaminado, além deste sedimento ter sido

“diluído” por sedimentos provindos dos desbarrancamentos dos morros

mais a montante do Complexo Estuarino de Paranaguá (Figura 32 e Figura

33). Observa-se pelos registros meteorológicos que a precipitação

acumulada em março de 2011 foi praticamente o dobro da média histórica

(Figura 30), sendo registrado entre os dias 11 e 12 de março

aproximadamente 240 milímetros.

__________________________________________________


Figura 30. Precipitação acumulada mensal registrada na estação de Paranaguá

em 2011 e normal climatológica do período entre 1961 e 1990.

Figura 31. Precipitação acumulada diária registrada na estação de Paranaguá

em março de 2011.

__________________________________________________


Figura 32. Morro da Floresta, onde ocorreu deslizamento de terra no dia 11

de março de 2011, Morretes/PR.

Figura 33. Registro fotográfico do carreamento dos sedimentos da região de Morretes

com destaque para o Complexo Estuarino de Paranaguá (Baia de Antonina) ao fundo.

Fonte: http://www.hojecentrosul.com.br , disponibilizado em 16/03/2011, Foto: Orlando

Kissner.

http://www.hojecentrosul.com.br/

__________________________________________________


Estas hipóteses são corroboradas quando comparamos às duas estações

amostrais #78 e #94, que foram coletadas novamente na Campanha I – Janeiro

de 2012, depois de apresentarem os maiores níveis de Mercúrio e Níquel,

respectivamente, nas amostras coletadas em 2010. O Mercúrio observado no

ponto #78 apresentou para a coleta de 2010 uma concentração de 0,52 mg.kg-1,

enquanto que na coleta realizada em janeiro de 2012, após o evento das fortes

chuvas, este nível de Mercúrio ficou abaixo do limite de quantificação do método

analítico, demonstrando não haver uma fonte poluidora, para este elemento,

específica na região.

Quanto ao ponto #94, foi possível observar que tanto na campanha de 2010

quanto na de 2012 não houve diferença significativa em relação à concentração

do Níquel, sendo que em 2010 foi encontrado uma valor de 23,5 mg.kg-1 e em

2012 o valor foi de 21,5 mg.kg-1, estando ambas acima do Nível 1 da Resolução

CONAMA No 344/04, porém bem abaixo do limite de 51,6 mg.kg-1, estipulado

para o Nível 2. Apesar das fortes chuvas ocorridas em março de 2011, estes

valores podem ter sido mantidos devido ao aporte constante de Níquel.

Segundo Sá (2002), estas fontes estão situadas entre o cais do Porto de

Paranaguá e o píer da Petrobras/Catallini, e na região mais externa do estuário

no rio Itiberê. Nesta localidade, entre o cais do Porto e o píer da

Petrobras/Catallini foram detectadas concentrações de Níquel que se associam

com a disponibilidade biológica. Este resultado sugere que o Níquel é introduzido

no sistema pelas fontes acima mencionadas. O canal do Anhaia também pode ser

considerado como uma fonte potencial de níquel, apesar das concentrações

totais terem sido baixas dentro do canal. Entretanto, na região da sua

desembocadura, na Baia de Paranaguá, Sá (2002) registrou valores acima do

limite crítico. Os valores reduzidos na porção interna, no canal do Anhaia, podem

ser explicados pelo baixo valor de potencial de seu sedimento rico em matéria

orgânica e com uma qualidade de água pobre em oxigênio (KOLM et al., 2002),

desfavorecendo a sorção e co-precipitação do Níquel e, também, de outros

elementos metálicos.

__________________________________________________


9. VOLUME DOS SEDIMENTOS CONTAMINADOS

A partir das novas avaliações, contemplando as 91 (noventa e uma) amostras

coletadas para o detalhamento dos trechos do canal de navegação que foram

diagnosticados contaminados durante a elaboração do Relatório de Controle

Ambiental – RCA em 2010, constatou-se que, especificamente para o metal

mercúrio, existem três pontos onde as concentrações detectadas ultrapassam o

limite estabelecido na Resolução CONAMA Nº 344/04 para o Nível 1 (Tabela 6).

Tabela 6. Amostras que após avaliação detalhada da área apresentaram

contaminação por mercúrio superiores ao Nível 1 da Resolução CONAMA Nº 344/04.

Amostras Hg

Limite Resolução CONAMA Nº 344/04

(mg.kg-1) Nível 1 Nível 2

#082A Superfície 0,18 0,15 0,71 #077A Superfície 0,16

#097A Meio 0,24

Definidas estas amostras, considerando que o contaminante que pode gerar um

maior nível de precauções é o mercúrio, conforme destacado no Parecer Nº

10/2012 – COPAH/CGTMO/DILIC/IBAMA, foram delimitadas áreas no entorno,

até pontos notórios/conhecidos que não apresentaram contaminação. Assim,

obteve-se três polígonos, denominados de Área 1, Área 2 e Área 3, que são

delimitadas na Figura 34 e destacadas em relação as estações amostrais na

Figura 35, Figura 36 e Figura 37.


Figura 34. Delimitação dos polígonos no entorno dos pontos onde foram identificadas contaminações por mercúrio no sedimentos.


Figura 35. Destaque ao polígono da Área 1 com as estações amostrais.





__________________________________________________


A partir da delimitação destas áreas, os seus volumes foram calculados para a

cota de dragagem de manutenção -9,5 m DHN. Para tal, foi utilizada o software

HYPACK, desenvolvido pela Coastal Oceanographics, que apresenta entre as

muitas ferramentas a ferramenta “cross section & volumes” que é o Módulo de

Cálculo de volumes por seções, tendo grande aceitação no ramo da engenharia

costeira e dragagens. Dentre os vários métodos de cálculos existentes, o método

utilizado nos cálculos neste caso foi o “Standard Hypack”. De um modo geral, o

cálculo de volume é feito a partir do cálculo de área para cada seção e a

distância entre as seções. Então, para cada seção, são necessárias as

informações tanto do projeto do canal como as informações batimétricas.

Para a Área 1 foram criadas 31 (trinta e uma) seções, distribuídas ao longo de

uma extensão de 600 metros, sendo representado na Figura 38 a seção com a

maior cota de dragagem. Para a Área 2 foram criadas 51 (cinquenta e uma)

seções, distribuídas ao longo de uma extensão de 1000 metros, sendo

representado na Figura 39 a seção com a maior cota de dragagem. Para a Área 3

foram criadas 26 (vinte e seis) seções, distribuídas ao longo de uma extensão de

500 metros, sendo representado na Figura 40 a seção com a maior cota de

dragagem.

Figura 38. Exemplo de seção na Área 1.

__________________________________________________




O volume total, considerando os três polígonos para a cota de dragagem de

manutenção -9,5m, é de 304.831 m3 (trezentos e quatro mil, oitocentos e trinta

e um metros cúbicos), sendo os volumes por área demonstrados na Tabela 7.

__________________________________________________


Tabela 7. Volume de dragagem (m³) por polígono para a cota -

9,5 metros.

Cota

(m DHN) Área 1 Área 2 Área 3

-9,5 83.555 198.897 22.379

TOTAL 304.831

Considerando a distribuição da contaminação de mercúrio identificada, sendo na

Área 1 a amostra #077A em superfície, e na Área 2 a amostra #082A, também

em superfície, foram calculados os volumes de dragagem para estas duas áreas,

até as profundidades onde foram obtidas as amostras no meio do pacote

sedimentar e onde não foram detectadas contaminações. Desta forma, houve

uma redução significativa do volume de sedimentos a serem dragados,

representando uma redução de 63,55%, sendo o volume total de sedimentos a

serem dragados em camadas e que estariam “contaminados”, da ordem de

111.114 metros cúbicos (Tabela 8).

Tabela 8. Volume de dragagem (m³) por polígono e profundidades.

Área 1 Área 2 Área 3

Cota

(m DHN) -8,4 -8,3 -9,5

Volume

(m3) 17.002 71.733 22.379

Total 111.114

Uma alternativa para a eventual disposição de forma confinada destes

sedimentos é a utilização da área existente no Terminal Portuário da Ponta do

Félix, que ainda possui uma capacidade para armazenar 980.000 m3, segundo

declarado pelo Terminal. Esta área foi constituída na construção do Terminal

Portuário da Ponta do Félix para a disposição dos sedimentos de suas dragagens,

sendo ela contida por diques laterais (Figura 41), e já foi utilizada para a

disposição de sedimentos dragados da área em questão (canal de navegação

entre os Portos de Paranaguá e Antonina), conforme licenciamento ambiental

junto a Gerência Executiva no Estado do Paraná do Instituto Brasileiro do Meio

Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis – IBAMA (Autorização de

Dragagem Nº 001/2004 e sua Renovação - ANEXO 4).

__________________________________________________


Figura 41. Instalações do Terminal Portuário da Ponta do Félix, com

destaque para a área de confinamento de sedimentos dragados (rip-

rap).

__________________________________________________


10. CONCLUSÕES

A conclusão do presente estudo, fundamentado nas análises físico-químicas em

relação ao preconizado na Resolução CONAMA Nº 344/04, é de que o material a

ser dragado do canal de navegação entre os Portos de Paranaguá e Antonina,

tem baixa probabilidade de causar efeitos adversos durante as obras de

dragagem e de disposição dos sedimentos em águas territoriais brasileiras, pois

em nenhum momento a concentração de um elemento/composto chegou a

atingir valores próximos do Nível 2 estabelecido para águas marinhas. A série de

evidências químicas que apoiam esta conclusão, são as seguintes:

- o valor máximo encontrado do níquel foi de 25,8 mg.Kg-1 e só foi

encontrado em uma amostra. Este valor está longe do valor do Nível 2

preconizado pela Resolução CONAMA No 344/04 que é de 51,6 mg.Kg-1.

Uma evidência de que o valor máximo encontrado de níquel não é um

problema ambiental é o fato de que a toxicidade da amostra onde se

encontrou o valor máximo de níquel (#97A – Meio) não foi forte para a

espécie K. schubartii, com uma porcentagem de efeito de 32,5%. O valor

da porcentagem de efeito de 100% (ou seja, todos os organismos

expostos foram afetados de forma negativa) verificado para a espécie A.

lixula nesta amostra pode ser explicado pelas quantidades de amônia

(0,113 mg.L-1) e, mais provavelmente, pelos sulfetos (21,8 mg.Kg-1).

Outra evidência da não-periculosidade do níquel é o fato de que na

amostra #109B – Superfície, a concentração do níquel foi de 24,9 mg.Kg-1

e a porcentagem de efeito (organismos afetados) nos ouriços A. lixula foi

somente de 5%;

- o mercúrio esteve quase sempre presente em concentrações abaixo do

Nível 1 da Resolução CONAMA No 344/04 que estabelece um limite de 0,15

mg.Kg-1. Nas três únicas amostras que excederam o Nível 1, as

concentrações encontradas foram de 0,16 mg.Kg-1 para a amostra #77A-

Superfície, 0,18 mg.Kg-1 para a amostra #82A-Superfície e 0,24 mg.Kg-1

para a amostral #97A-Meio. Estes valores excedentes do Nível 1 estão

bem longe do limite do Nível 2 que é de 0,71 mg.Kg-1. A maior

concentração de mercúrio foi constatada na amostra #97 A – Meio, sendo

__________________________________________________


que a toxicidade não foi forte para a espécie K. schubartii, com uma

porcentagem de efeito de 32,5%. O valor da porcentagem de efeito de

100% (ou seja, todos os organismos expostos foram afetados de forma

negativa) verificado para a espécie A. lixula nesta amostra pode ser

explicada pelas quantidades de amônia (0,113 mg.L-1) e, mais

provavelmente, pelos sulfetos (21,8 mg.Kg-1). Em outras palavras, onde

se verificou a maior toxicidade dos sedimentos para a espécie K. schubartii

(amostra 84A-Superfície com uma porcentagem de efeito sobre 57,5 %

dos organismos), a concentração de mercúrio foi inferior ao Nível 1 da

Resolução CONAMA No 344/04;

Com relação à ecotoxicidade dos sedimentos verificada com a espécie Arbacia

lixula, todas as amostras de elutriatos dos sedimentos apresentaram efeitos

nefastos em 100% dos organismos testados concernente ao desenvolvimento

larval. Com relação à espécie Kalliapseudes schubartii (Tainadáceo), das 61

amostras analisadas, 50 apresentaram efeito adverso significativo. Observando-

se os valores das concentrações de amônia não-ionizada mensuradas, a

toxicidade verificada na espécie Arbacia lixula pode ser atribuída ao alto

conteúdo deste composto (geralmente >0,05 mg.L-1), com exceção das amostras

de sedimento #109D-Meio, #109D-Fundo, #110A-Fundo e #110D-Meio, onde a

toxicidade observada não pode ser atribuída ao alto conteúdo em amônia não-

ionizada (NH3). Contudo, observando-se os valores de sulfetos nestas amostras,

podemos afirmar que a toxicidade observada pode ser explicada pela presença

de sulfetos que se apresentam em concentrações teoricamente tóxicas. Assim,

quando se comparam as amostras #110A-Fundo com a amostra #110D-Meio,

percebe-se que os valores de NH3 no teste com A. lixula são baixos, enquanto

que COT, mercúrio e níquel são muito similares e os sulfetos são elevados (assim

como nas outras duas amostras, #109D-Meio e #109D-Fundo), o que pode

explicar a toxicidade observada nos ouriços expostos aos sedimentos destas

quatro amostras em que a amônia não pôde explicar a toxicidade observada.

Adicionalmente, algumas concentrações relativamente altas de amônia não

afetaram de forma significativa a sobrevivência da espécie K. schubertii (vide por

exemplo, as amostras #93A-Superfície, #104A-Superfície, #104C-Superfície,

#105B-Meio, entre outras), e dentre os parâmetros analisados, a atenção para

explicar a ecotoxicidade observada recai sobre os sulfetos. Nesse sentido, as

__________________________________________________


concentrações observadas de sulfetos em quase todas as amostras (com

exceções das amostras #77A-Superfície, #93A-Superfície, #95A-Superfície,

#97B-Superfície, #109B-Superfície e #110C-Meio) são relativamente altas e por

si só justificariam efeitos tóxicos em organismos vivos. Assim, onde se verificou

a maior toxicidade dos sedimentos para a espécie K. schubartii (amostras #84A-

Meio, #84A-Fundo e #109A-Fundo com porcentagens de efeito sobre 57,5%,

70% e 62,5% dos organismos), as concentrações de sulfetos foram as maiores

encontradas entre todas as amostras. Em função dos resultados obtidos, a

probabilidade é grande de que a ecotoxicidade seja proveniente dos produtos da

degradação natural da grande quantidade de matéria orgânica presente nas

amostras dos sedimentos analisados.

A mistura/aeração de sedimentos superficiais com sub-superficiais durante a

dragagem certamente atenuará a toxicidade dos mesmos, pois os sulfetos são

oxidados, minimizando o potencial impacto que estes sedimentos possam ter

sobre os ecossistemas implicados na dragagem/disposição dos sedimentos.

Desta forma não prevê-se efeitos adversos sobre a biota na execução da

dragagem destes sedimentos, conforme já observado durante o monitoramento

ambiental da dragagem realizada entre janeiro e fevereiro de 2011 nos berços de

atracação do Porto de Paranaguá, onde os sedimentos apresentavam as mesmas

características de elevadas concentrações de nutrientes e carbono orgânico

indicam a contaminação natural por matéria orgânica.

__________________________________________________


11. REFERÊNCIAS

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12. ANEXOS

ANEXO 1 – Laudos das Análises físico-químicas das amostras de sedimentos coletadas

em janeiro de 2012 – Campanha I

ANEXO 2 - Laudos das Análises físico-químicas das amostras de sedimentos coletadas em

fevereiro de 2012 – Campanha II

ANEXO 3 – Laudos dos ensaios de ecotoxicidade das amostras de sedimentos

ANEXO 4 – Autorizações Ambientais para dragagem das áreas navegáveis entre os

Portos de Paranaguá e Antonina.

ANEXO 1

Laudos das Análises físico-químicas das amostras de sedimentos

coletadas em janeiro de 2012 – Campanha I

ANEXO 2

Laudos das Análises físico-químicas das amostras de sedimentos

coletadas em fevereiro de 2012 – Campanha II

ANEXO 3

Laudos dos ensaios de ecotoxicidade das amostras de sedimentos

ANEXO 4

Autorizações Ambientais para dragagem das áreas navegáveis

entre os Portos de Paranaguá e Antonina

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Administração dos Portos de Paranaguá e Antonina APPAweb.antaq.gov.br/Portal/EVTEAs/APPA/RelatorioSedimentosContaminado... · AVALIAÇÃO DOS TEORES DE METAIS NOS SEDIMENTOS NA