Pimenta, M. G. R. Coliformes termotolorentes, fosfato e ... filePimenta, M. G. R. Coliformes termotolorentes, fosfato e metais-traço... 15 3- ÁREA DE ESTUDO 3.1- Localização A

Pimenta, M. G. R. Coliformes termotolorentes, fosfato e metais-traço...

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3- ÁREA DE ESTUDO 3.1- Localização

A área de estudo abrange o litoral da cidade de Fortaleza que tem

aproximadamente 25 Km de extensão e localiza-se entre os rios Cocó e Ceará, onde

o litoral apresenta uma linha de costa não linear formada por enseadas e

desembocaduras. Nesta região foram distribuídos três pontos amostrais, conforme

mostrado na Figura 1.

O município possui uma população de 2.008.203 habitantes e uma superfície

de 336 Km² (IBGE, 2000). No litoral de Fortaleza são observadas duas zonas

marcantes. A primeira estende-se do rio Ceará até o espigão da praia do Titanzinho

(Setor Oeste-Centro), onde a ocupação urbana é de grande intensidade. Nessa

zona, a vegetação e as formas de paisagens nativas foram degradadas pela

influência antrópica. Apresentam ainda como característica da paisagem algumas

dunas isoladas que são submetidas à extração de areia para uso na construção civil.

Nesta região, é reduzida a rede de saneamento, sendo observado a olho nu a

presença de dejetos nos aqüíferos, fato que evidencia a poluição do lençol freático.

A segunda zona (Setor Leste) estende-se desde o espigão da praia do Titanzinho

até a foz do rio Cocó. Essa área apresenta-se degradada devido à intensa

urbanização (SEMACE, 1992) e a poluição das drenagens locais.

Em Fortaleza, a principal fonte de contaminação das praias origina-se dos

sistemas de drenagem pluvial ao longo do litoral da região metropolitana. Onde

esses sistemas drenam runoff urbano, esgoto doméstico e industrial. Também

contribuem para a poluição das praias os riachos Maceió, Pajeú e Jacarecanga e em

menor proporção os rios Ceará e Cocó (SEMACE, 1992).

A Tabela 3 caracteriza o percentual dos domicílios, por bairros, servidos por

água, saneamento básico e coleta de lixo na área deste estudo. Em cada um dos

sistemas de drenagem foi incluída uma área de amostragem. As galerias (Figura 2)

amostradas foram: Leste-Oeste (0550712-9589516), Náutico (555940-9588276) e

Riacho Maceió (557310-9588564), que pertencem à bacia da Vertente Marítima

(Consórcio Concremat, 1993).


16


17


18

Figura 2: Galerias amostradas: Ponto 1- Leste-Oeste (A), Ponto 2- Náutico (B) e Ponto 3- Riacho Maceió (C).

A

B

C


19

3.2- Características Abióticas

A cidade de Fortaleza está localizada na costa do Estado do Ceará, com 576

km de extensão, possui principalmente longas faixas de praias arenosas,

interrompidas apenas por pequenos rios e afloramentos rochosos que determinam

mudanças na orientação da costa (Maia et al., 1998).

A Região Metropolitana de Fortaleza (RMF) insere-se, no contexto

Geológico/Geotectônico, na faixa de dobramentos Jaguaribeana, sendo que os

terrenos gnássicos-migmatitos ocupam grande parte da mesma e podem receber

diferentes denominações litoestratigráfica na literatura. As coberturas sedimentares

Cenozóicas, representadas pela Formação Barreiras, Coberturas Colúvio-Eluviais,

Dunas fixas, Dunas móveis, Depósitos Flúvios-Aluvionares e de Mangues (DNPM,

1998).

O regime pluvial é sazonal e definido como do tipo tropical, com período

chuvoso de Janeiro á Julho, onde as chuvas se concentram e o seco de Agosto a

Dezembro, quando virtualmente as precipitações alcançam valores mínimos (Maia et

al., 2001). As precipitações anuais médias na região litorânea se encontram na faixa

de 1400-1600 mm. Na região há predominância dos ventos alísios, produto da zona

de convergência intertropical na direção E-W, com velocidade média anual de 3,6

m.s-1, atingindo o máximo em setembro (7,2 m.s-1) e diminuindo gradativamente até

o mês de março (Consórcio Concremat, 1993).

A região é caracterizada por mesomarés do tipo semi-diurna com amplitude

desigual (preamar 1,7 m e quadratura 3,0 m ), apresentando período de 12,4 horas e

nível médio de 1.55 m. As marés têm um máximo de 3,2 m com média de 2,8 m,

sendo os maiores valores observados de 3,87 m e os menores de -0,2 m (Maia et al,

2002).

A Bacia Região Metropolitana de Fortaleza subdivide-se em quatro bacias

hidrográficas: o Sistema Ceará-Maranguapinho, Vertente Marítima e nas águas

oceânicas do litoral de Fortaleza, rio Cocó e rio Pacoti. Este sistema de drenagem

possui ainda inúmeras lagoas, riachos e açudes que são importantes no equilíbrio

hidráulico, manutenção do macro-clima e valorização da paisagem (Consórcio

Concremat, 1993).

O canal principal dos rios apresenta um aspecto meandriforme, com a região

da desembocadura controlada por migração de dunas. Os sedimentos de fundo são


20

formados por areia quatzosa, com tamanho variável entre areias finas nas regiões

mais internas e mais grosseiras com elevada quantidade de conchas nas regiões de

desembocadura, que comprova o aporte de material marinho para dentro do

estuário. Durante o período de maior pluviosidade, quando aumenta a capacidade

de transporte, pode-se observar a erosão das margens e o transporte da vegetação

(Maia, 2002).


55

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53

6- CONCLUSÕES

A contaminação nas águas das galerias pluviais drenadas para a orla de

Fortaleza, avaliadas neste estudo, é constante e intensa para os coliformes

termotolerantes, E. coli e fosfato. Onde os teores estão em geral acima dos valores

máximos preconizados pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA).

A galeria do Náutico é a que apresenta menor contaminação entre os três

sistemas de drenagem amostrados. Entretanto, esta galeria se diferencia das

demais em relação aos parâmetros salinidade, pH, fostafo, coliformes

temotolerantes, E. coli e cobre. Sendo importante salientar que, os NMPs de

coliformes termotolerantes e E. coli estão sempre acima dos 1.000 CT/100mL ou

800 E. coli/100mL após as cinco semanas consecutivas de coletas.

A relação inversa entre salinidade e pH com teores de fosfato, coliformes

termotolerantes e E. coli confirmam que a contaminação das praias por esgotamento

urbano é depurada pela lixiviação promovida pelas águas marinhas e,

provavelmente, seja a razão da menor contaminação apresentada pela galeria do

Náutico.

As correlações de coliformes termotolerantes e E. coli entre água e sedimento

não se mantêm quando o número de amostras é pequeno ou inexistente, mostrando

que monitorar sedimento para este tipo de contaminante pode gerar resultados

falso-negativo, o que gera risco à população usuária dessas praias e caracterizaria a

imprescindível medida desses parâmetros em água.

As concentrações dos metais-traço (Cu, Pb e Hg) apresentaram teores abaixo

dos preconizados pela Resolução 357/05 do CONAMA, não havendo correlação

entre os compartimentos água e sedimento, para esses metais, durante as

campanhas de amostragens em todo o período de estudo.

Os teores de fosfato na água apresentaram variação inversa com os

parâmetros salinidade e pH, mostrando que as águas marinhas também diluem esta

contaminação. Os teores de fósforo nas três galerias, em geral, estavam acima dos

valores estabelecidos (0,124 mg.L-1) pelo CONAMA e mostraram correlação

estatisticamente significativa com os NMPs de coliformes termotolerantes.

O fosfato é o único parâmetro abiótico que pode facilitar o monitoramento da

balneabilidade na orla de Fortaleza, embora não se deva considerar para isto o

limite de fosfato do CONAMA, uma vez que, mesmo quando este limite não é


54

excedido, pode haver contaminação por coliformes acima do limite recomendável

para área própria ao banho. Assim sempre, deverá ser utilizada a equação obtida

neste trabalho para prever a possível contaminação por coliformes termotolerantes

e, no caso dela estar acima do recomendável, iniciar o monitoramento completo da

balneabilidade imediatamente.


3

1- INTRODUÇÃO

1.1- Região Metropolitana de Fortaleza (RMF)

Na década de 70, Fortaleza presenciou mudanças na sua orla marítima como

a construção de hotéis, pousadas, restaurantes, estações balneárias, barracas,

loteamentos etc. Estas foram algumas das intervenções privadas com o respaldo de

políticas públicas que determinaram a verticalização da zona leste de Fortaleza. Uma

das conseqüências dessa expansão, iniciada com a obra do Porto do Mucuripe e dos

espigões, foram um notório recuo na linha de costa na área da praia de Iracema e na

costa oeste do município de Fortaleza (Vasconcelos & Albuquerque, 2003).

Após a implementação desta política de expansão, a população de Fortaleza

dobrou de 1970 a 1991, e atualmente já ultrapassa dois milhões de habitantes.

Apesar deste crescimento populacional, a infra-estrutura da cidade nos seus

serviços básicos não acompanhou o desenvolvimento (Tabela 1) (IBGE, 2000).

TABELA 1 - Porcentagem dos domicílios servidos por água, saneamento básico e coleta de lixo em Fortaleza (adaptado do IBGE, 2000).

Nº DOMICÍLIOS DOMICÍLIOS (%)

Domicílios particulares permanentes

526.079 100,0

Domicílio com abastecimento de água por rede geral

458.819 87,2

Domicílio com abastecimento de água por poços

48.984 9,3

Domicílio com abastecimento de água por outra forma

18.276 3,5

Domicílio com esgotamento sanitário em rede geral de esgoto

ou pluvial

233.586 44,4

Domicílio sem esgotamento sanitário (banheiro ou sanitário)

17.000 3,2

Domicílio com coleta do lixo 500.837 95,2

A ocupação do litoral de Fortaleza apresenta grandes contrastes, tanto no

comportamento da população como nas atividades produtivas. A ocupação é

desordenada e se divide em área para a população de baixa renda e outras para a

população de alta renda (SEMACE, 1992).


4

Além do crescimento populacional, houve o desenvolvimento de atividades

industriais e portuárias na RMF. Segundo dados da FIEC (2004), o município de

Fortaleza ocupa o primeiro lugar em quantidade de indústrias em todo o Estado do

Ceará. Estas indústrias drenam seus efluentes para o sistema de esgoto da cidade

que deságua na costa através do emissário submarino de Fortaleza.

O emissário submarino de Fortaleza (ESF), após tratamento primário dos

resíduos, destina quase 99% do esgoto doméstico coletado na RMF, tendo uma

vazão máxima de 4,2 m-3.s-1 e média de 1,4 m3.s-1 (Consórcio Concremat, 1993). O

lançamento de volumes consideráveis de esgoto doméstico e efluente industrial, sem

tratamento, nos oceanos e estuários, tem causado a contaminação das águas

marinhas e animais aquáticos com microrganismos patogênicos e compostos

tóxicos, pondo em risco a saúde pública (Sanchez et al., 1991; Menezes et al.,

2003).

O mais grave, porém, é que somente 44,4% dos domicílios de Fortaleza

contam com esgotamento sanitário que é descarregada na rede de esgoto. Além

disso, os 55,6% restantes dos domicílios possuem esgotamento sanitário do tipo

fossa séptica, rudimentar e vala, ou ainda, liberam seus efluentes diretamente para

drenagens superficiais (IBGE, 2000). Por outro lado, a vocação turística de Fortaleza

torna suas praias um recurso natural de importância econômica. Assim, a falta de

infra-estrutura que preserve a qualidade ambiental da zona urbana de Fortaleza é

um fator de depreciação do seu capital natural de alta vocação turística.

A Tabela 2 mostra um expressivo crescimento do turismo ao longo dos

últimos anos. E, analisando as estatísticas, dois fatos chamam a atenção: (1) o

turismo interno tem mantido sua intensidade desde 1998; (2) o fluxo de turistas

estrangeiros tem apresentado comportamento sempre crescente, onde no período

de 1998-2004 houve um incremento de 215,62% (IPECE, 2005).

TABELA 2: Demanda turística de Fortaleza entre 1998 a 2004 (adaptado do IPECE, 2005)

Anos

Meses 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

Total 1.297.528 1.388.490 1.507.914 1.631.072 1.629.422 1.550.857 1.784.354

1. 2- Águas Pluviais


5

Os problemas ambientais têm se tornado cada vez mais críticos e freqüentes,

principalmente devido ao desmedido crescimento populacional e o aumento da

atividade industrial. Sendo a contaminação das águas naturais um dos grandes

problemas da sociedade moderna (Kunz et al., 2002).

Segundo dados das Nações Unidas, a população mundial tem expectativa

para crescer de 6,1 bilhões em 2000 para 8,3 bilhões em 2030. Em 2000, as

estimativas apontaram que 47% da população mundial já vivem em áreas urbanas e

a população urbana poderia exceder a 50% em 2007. No ambiente urbano, onde

atividades com emissão de metais e poluentes orgânicos são intensas,

inevitavelmente, o aumento da urbanização poderá acelerar a degradação e

contaminação dessas regiões (Wong et al., 2005).

A poluição de águas pluviais é um dos grandes problemas de áreas urbanas.

As cargas e concentrações de materiais em suspensão, nutrientes e outros

contaminantes são maiores em runoff de áreas urbanas que em áreas rurais ou

pouco impactadas. Assim, desde o início de 1970, muitos estudos têm sido

propostos para a modelagem da qualidade de águas pluviais. Os modelos atribuem a

poluição de águas pluviais a um processo de dois estágios: poluente estocado e

poluente lixiviado. O estoque é a acumulação do poluente na superfície do solo

durante o período de seca e a lixiviação é a remoção dos poluentes pela água da

chuva ou runoff urbano (Vaze & Chiew, 2002).

Recentemente, as águas pluviais de áreas urbanas têm sofrido bastante

atenção do público e da comunidade científica, devido às vastas fontes poluidoras

dos corpos d’água das regiões costeiras em todo o mundo. Mesmo com a separação

do sistema de drenagem pluvial do sanitário, o runoff de águas pluviais em áreas

urbanas tem contribuído como carga substancial dos poluentes aportados nos

corpos d’água (Schiff et al., 2002).

As fontes de contaminação das águas pluviais incluem runoff urbano e rural,

descargas de esgoto sem tratamento e excretas de animais de sangue quente. O

controle de qualidade das águas de áreas urbanas liberadas nos corpos d’água ao

longo da costa é muito importante. Por isso, pesquisas são essenciais para

identificar os tipos e as fontes poluidoras, bem como, o risco a exposição e impactos

potenciais à saúde (Cardonha et al., 2004).

O sistema de drenagem de áreas urbanas caracteriza-se pela passagem das

águas pluviais após lavagem de ruas e construções. Sendo que, a qualidade desse


6

runoff depende da limpeza, intensidade e distribuição espacial e temporal das

chuvas, época do ano e utilização do espaço urbano (Vieira et al., 2002a).

Durante os primeiros eventos de chuvas, quantidades enormes de poluentes

são descarregadas nos corpos d’água. Runoff de águas pluviais tem sido identificado

como uma das causas de degradação da qualidade das águas, especialmente

durante as primeiras chuvas (Lee et al., 2002).

O runoff de águas pluviais urbanas pode ser altamente contaminado com

metais-traço e outros compostos tóxicos, representando uma significante fonte de

poluição não pontual dos corpos d’água urbanos e de localidades adjacentes.

Emissão em massa de runoff de águas pluviais urbanas podem ser tão

contaminadas quanto fontes pontuais, como por exemplo, efluentes de estações de

tratamento e descarga industrial. Fato que pode ser constatado em estudos

realizados no sul da Califórnia (Sabin et al., 2005).

1.3- Contaminação: Química e Biológica

1.3.1- Química

Metais-traço são os elementos químicos que ocorrem na natureza em pequenas

concentrações. Alguns desses metais como: Cu, Zn e Co são essenciais aos seres

vivos, ainda que em pequenas concentrações, tendo um importante papel no

metabolismo dos organismos aquáticos, pois participam de um grande número de

processos fisiológicos como, por exemplo, a cadeia respiratória (Cu). Outros

elementos-traço, como Hg, Cd, e Pb, não tem função biológica conhecida e são

geralmente tóxicos a uma grande variedade de organismos (Esteves, 1998;

Kucuksezgin et al., 2006). Sendo, importante salientar que, a remediação da

poluição por metais-traço é problemática devido à sua persistência e não

degradabilidade no ambiente (Yuan et al., 2004).

As atividades antrópicas figuram no rol das mais importantes entradas de

elementos traços tóxicos em águas, sedimento e biota. Elevadas concentrações de

cádmio (Cd), mercúrio (Hg), chumbo (Pb), estanho (Sn) e semi-metais, como o

arsênio (As), poderão produzir efeitos nocivos sobre os próprios organismos

aquáticos ou seus predadores, uma vez que podem ocorrer processos de

biomagnificação ao longo da cadeia trófica (Curtius et al., 2003).


7

Em ambiente urbano, os metais-traço podem ser emitidos através de

numerosas fontes antropogênicas. Ações que causam notáveis impactos ao

ambiente urbano incluem atividades relativas ao tráfego (queima de combustíveis

fósseis, uso e desgaste de partes de veículos e escape de metais contidos no óleo

dos motores), atividades industriais específicas, destino dos resíduos municipais

(incineração ou aterros sanitários) e a corrosão de materiais de construção. A

utilização do carvão como fonte de energia pode ser uma importante causa de

emissão antropogênica de metais-traço, que são primariamente liberados para

atmosfera e, posteriormente, depositados nos solos e corpos hídricos (Councell et

al., 2004).

Os metais carreados pelo material particulado atmosférico permanecem no ar

até serem depositados no continente ou em corpos d’água. A dispersão e

distribuição geoquímica dos metais-traço dependem do tamanho das partículas e

das propriedades do substrato onde são depositados. A deposição em área urbana

pode ser removida e dispersada pelo vento, chuva e runoff superficial (Wong et al.,

2005).

Muitos rios e córregos em diversos países são fortemente poluídos devido às

descargas de efluentes industriais, domésticos e urbanos (Pekey et al., 2004). A

influência de esgoto doméstico e urbano promove a contaminação da região costeira

de forma significativa por metais, como exemplo, o mercúrio (Marins et al., 2004;

Mirlean et al., 2003).

As regiões costeiras são zonas de alta atividade reacional devido às rápidas

mudanças das condições ambientais decorrente da mistura das águas doces com as

águas salinas. O mercúrio, por exemplo, quando lançado no ambiente, sofre uma

série de transformações e interações com os constituintes ambientais, tais como:

oxidação do mercúrio metálico gasoso na atmosfera com posterior incorporação a

gotículas de água; conversão a derivados aquilmercurais de cadeia curta, com

acúmulo na cadeia alimentar; e deposição em sedimentos, que constituem

verdadeiros depósitos do metal (Marins et al., 2002).

Além da contaminação por metais-traço, os nutrientes são importantes fontes

de eutrofização dos corpos d’água. O fósforo (P) é um elemento essencial para a

vida dos organismos, sendo considerado um nutriente limitante na produtividade

primária. A importância do fósforo nos sistemas biológicos deve-se a participação


8

deste elemento em processos fundamentais do metabolismo dos seres vivos como,

por exemplo, componente dos ácidos nucléicos e dos fosfolipídios (Esteves, 1998).

As fontes naturais de fósforo para os ambientes aquáticos são o intemperismo

de rochas fosfáticas (apatita), lixiviação dos solos e deposição atmosférica.

Enquanto, esgotos domésticos, efluentes industriais e agrícolas compreendem

aportes artificiais para os sistemas aquáticos. O aporte de compostos fosfatados

oriundos de fontes artificiais como os esgotos domésticos, efluentes industriais e o

uso de fertilizantes químicos na agricultura e aqüicultura representam sérios

problemas ambiental (Esteves, 1998; Paula-Filho, 2004).

A determinação do fósforo em matrizes ambientais assegura a saúde do

ecossistema, indica os processos biogeoquímicos (Paula-Filho, 2004) e monitora de

acordo com a legislação a presença do nutriente. O aporte do fósforo, através de

fontes pontuais e difusas, pode resultar no aumento da produtividade primária e

eutrofização dos corpos d’água, com potencial desenvolvimento sazonal de algas

tóxicas podendo ter grandes impactos na qualidade global das águas (Worsfold et

al., 2005; Smith et al., 2006).

Os esgotos urbanos, sem tratamento, contêm o fósforo principalmente como

ortofosfato e fosfatos inorgânicos condensados, oriundos de dejetos humanos e

efluentes domésticos. Um dos constituintes dos esgotos domésticos são os

polifosfatos presentes em produtos de limpeza cuja matéria-prima é o fosfato de

sódio (Na3PO4). E, estas cargas são lançadas diretamente nos cursos d’água na

maioria das cidades brasileiras (Osório & Oliveira, 2001; Paula-Filho, 2004).

A matéria orgânica de origem antrópica guarda relações conhecidas de

carbono (C), nitrogênio (N) e fósforo (P). Concentrações dos compostos existentes

nos esgotos domésticos possuem razões C:N:P com pequenas variações

resultantes da especificidade regional. Por exemplo, em esgotos de cidades como

Belo Horizonte (região sul), essas razões são em média de 18:4:1, enquanto para as

concentrações dos esgotos da cidade de Fortaleza (região nordeste), as razões

encontradas foram de 20:5:1 (Abreu, 2004).

1.3.2- Biológica

A importância das bactérias em regiões costeiras é grande devido à entrada

de matéria orgânica e nutriente do continente. Nestas regiões, podem ocorrer


9

mudanças quantitativas e qualitativas nas características ambientais devido à

influência antrópica (Kolm & Andretta, 2003). Esgotos são as maiores fontes de

contaminação fecal dos ecossistemas aquáticos que causam sérios distúrbios ao

funcionamento ecológico, apesar dos ecossistemas apresentarem grande

capacidade depurativa (George et al., 2002).

As bactérias do grupo coliforme são definidas como bastonetes Gram-

negativos, aeróbios ou anaeróbios facultativos, não formadores de esporos, que

fermentam lactose com produção de gás em 48 horas de incubação a 35 ºC

(Tortora, 2003). E, o grupo dos coliformes fecais é formado pelos coliformes que

fermentam lactose, com produção de gás dentro de 48 horas, em temperaturas entre

44,5 e 45,5 ºC. Podem ser recuperadas por este teste a Escherichia coli, Citrobacter

freudii e Enterobacter spp. (Vieira, 2004).

A Escherichia coli é um habitante normal do trato intestinal de humanos e

outros animais de sangue quente, sendo, considerada o tipo fecal de coliforme de

maior importância nos estudos onde se deseja constatar contaminação por esgotos

(Vieira et al., 2001a). Segundo a Agência de Proteção Ambiental do Estados Unidos

(EPA), a E. coli é o melhor indicador de poluição fecal para avaliar a qualidade de

corpos d’água. A presença da bactéria indica a contaminação da água por material

fecal humano ou de outros animais de sangue quente, e ainda, a presença potencial

de organismos patogênicos (An et al., 2002).

Fontes de contaminação por coliformes termotolerantes nas águas superfícies

incluem descargas de efluentes urbanos, fossas sépticas, runoff de agricultura e

chuva, poluição por animais e fontes não pontuais de resíduos antrópicos (An et. al.,

2002; Vieira et al., 2002a).

As águas de praias contaminadas pela descarga de esgotos domésticos

podem representar um risco à saúde dos banhistas e freqüentadores, sendo as

crianças e idosos, ou ainda, pessoas com baixa resistência, as mais suscetíveis à

exposição a bactérias, vírus e protozoários (CETESB, 1999).

As areias são regiões de transição entre o continente e o mar, estando

sujeitas a interferência de ambos os ecossistemas. A contaminação das areias das

praias pelo descarte de lixo, dejetos de animais ou poluição trazida pelas águas das

chuvas e marés um problema crescente, que colocam em risco a saúde da

população (Vieira et al., 2002b). O resultado é o acúmulo de poluentes nas regiões


10

costeiras, prejudicando o lazer de quem as usufrui e tornando-as potencialmente

perigosas para os habitantes locais (Vieira et al., 2001b).

O programa de monitoramento de balneabilidade das praias deve ser

estruturado para atender as especificações da Resolução 274/00 do Conselho

Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), que define critérios para a classificação das

águas destinadas à recreação de contato primário. Desde 1978, o monitoramento

das praias de Fortaleza é realizado em 31 pontos de coleta distribuídos ao longo do

litoral, numa extensão de 25 km, entre os rios Cocó e Ceará, divididos em três

setores: Leste (Rio Cocó a Praia do Farol), Centro (Praia do Iate a Ponte Metálica) e

Oeste (Poço da Draga ao Rio Ceará) (Soares, 1999; SEMACE, 1992).

No setor Leste, de 1978 a 1987, quase todas as praias apresentaram

excelente qualidade (≤250 CF/100mL). No entanto, nos anos 1985 e 1986, as praias

do Farol, Futuro e Caça e Pesca apresentaram contaminação um pouco maior (≥430

CF/100mL). Porém, nos anos de 1988 a 1997, a praia do Farol apresentou durante

esse período valores de coliformes fecais superiores aos padrões do CONAMA,

sendo o aumento da contaminação atribuída ao processo de urbanização

espontânea na área (Almeida et al., 1998).

No setor Centro, de 1978 a 1987, todas as praias foram próprias para banho.

Nos anos de 1985 a 1987 os resultados foram maiores que os preconizados pela

legislação nas praias da Estátua de Iracema, Náutico e Ideal com índices inferiores

ou iguais a 2300 CF/100mL. Contudo, nos anos de 1988 a 1997, houve um aumento

na presença de coliformes fecais nestas praias. Esta contaminação foi atribuída a

forte ocupação urbana, ligações clandestinas ao sistema de drenagem pluvial,

riachos poluídos e a maior concentração dos serviços hoteleiros e turísticos da

cidade (Almeida et al., 1998).

No setor Oeste, as praias são as mais poluídas devido à alta densidade

ocupacional, inexistência de rede de esgoto até 1996, riachos poluídos e presença

de lixo nas galerias pluviais ou mesmo em vias públicas próximas ao mar. As praias

das Goiabeiras e Leste-Oeste são as de melhor qualidade e as demais se

mostraram sempre impróprias. No período de 1988 a 1987, um retrato claro da

influência da ocupação urbana é evidenciado por um crescimento considerável da

contaminação fecal em quase todas as praias (Almeida et al., 1998).

A Secretaria de Meio Ambiente do Ceará (SEMACE) divulga semanalmente

um boletim a respeito da classificação das praias monitoradas. Porém, fatores como


11

escoamento superficial de águas pluviais ao longo da orla, riachos e rios poluídos

(Soares, 1999), alta densidade populacional, domicílios não integrados à rede

sanitária e falta de educação ambiental e sanitária às comunidades fazem o

programa de monitoramento pouco abrangente.

Outra questão que deve ser contemplada diz respeito à metodologia utilizada

no monitoramento. Molina et al. (2001), correlacionaram indicadores biológicos e

químicos na avaliação da qualidade de corpos d’água, sendo vantajoso a utilização

de parâmetros químicos por facilitar o controle da contaminação fecal, uma vez que,

requerem menor tempo de análise e não são senescentes. Além disso, a grande

variabilidade do parâmetro biológico demanda uma freqüência amostral maior, que

restringe e pontua a contaminação somente a eventos de emissão de esgoto

coincidentes a épocas de amostragem. Fato que onera o custo do monitoramento

ambiental e nem sempre quantifica as reais condições de contaminação de uma

área costeira.

1.4- Compartimentos Ambientais: Água e Sedimento

Os ciclos biogeoquímicos nas zonas costeiras têm sido alterados pelas

atividades humanas, devido à entrada de contaminantes, como por exemplo os

metais e nutrientes, oriundos de fontes pontuais e difusas.

Sedimentos são parte integrante destes ciclos que, dependendo da

composição química e características de adsorção, podem ter alta capacidade de

acumular contaminantes orgânicos e inorgânicos. Contudo, as mudanças das

condições ambientais podem facilmente disponibilizar os contaminantes para o

sistema aquático. Assim, os sedimentos podem atuar tanto como fonte ou

sumidouros dos contaminantes, tendo sido um tópico relevante nas pesquisas de

monitoramento ambiental ao longo de anos (Guevara-Riba et al., 2006).

A habilidade dos sedimentos para concentrar e reter elementos deve-se a

fatores como propriedades físicas, por exemplo, tamanho do grão, e área da

superfície do sedimento (Conrad & Chisholm-Brause, 2004). Metais-traço tendem a

ser aprisionados em ambientes aquáticos e acumulados nos sedimentos, onde

podem ser utilizados diretamente pela fauna bentônica ou voltar para coluna d’água

através de resuspensão do sedimento, reações de adsorção/desorção, reação de

redução/oxidação e degradação de organismos (Pekey et al., 2004). E, ainda, é


12

importante salientar que a concentração total de um metal no sedimento não está

diretamente biodisponível aos organismos (Peltola et al., 2005).

Quando se enfoca a presença de contaminantes, como por exemplo, o

mercúrio em corpos hídricos, tem-se que imaginar dois sistemas distintos mas em

profunda interação: a água (fase líquida) e o sedimento (fase sólida). A partição do

Hg e de seus compostos nos compartimentos foi medida inicialmente por volta dos

anos 60, antes da presença do metal se tornar interesse de ambiental global. E, nos

estudos, dependendo da localização, a concentração variou de 10 a 200 µg/kg. A

grande maioria das análises indica que os sedimentos dos sistemas aquáticos têm

sido contaminados pelo Hg e que a taxa vem aumentado desde o século passado.

Em alguns locais, onde foram realizadas novas medições, a concentração do metal

aumentou de 5 a 10 vezes. E, nos ecossistemas aquáticos, houve um aumento de 2

a 5 vezes no nível de contaminação desde os tempos pré-industriais (Azevedo,

2003).

A toxidez dos metais traço reside principalmente na sua capacidade de

interferir em processos enzimáticos e na baixa mobilidade no organismo. Esta baixa

mobilidade faz com que os metais se acumulem, provocando modificações no

metabolismo, podendo causar a morte dos organismos afetados (Esteves, 1998).

Visto que os organismos aquáticos tendem a acumular metais-traço e

contaminantes orgânicos em seus tecidos, mesmo quando a água possui níveis

desses compostos abaixo da concentração máxima permitida pela legislação, há

riscos de contaminação dentro da cadeia trófica. No caso de peixes, a ingestão de

alimentos e água é a rota principal de entrada dos contaminantes nesses

organismos. Animais filtradores como mexilhões, filtram vários litros de água por

hora e conseqüentemente podem concentrar de 10 a 105 vezes mais metais em seus

tecidos com relação à água do mar. Se a fração tóxica de um metal encontrada num

corpo d’água for alta o suficiente para inibir o crescimento de apenas uma parte da

comunidade fitoplanctônica, ou seja, pode acarretar o comprometimento de toda a

cadeia trófica, levando em conta a bioacumulação e os efeitos crônicos que o metal

pode causar (Campos et al., 2002). Pois, alguns são muito estáveis quimicamente,

podendo causar sérios danos aos organismos, sendo o sistema nervoso o alvo

principal (Malm, 2005).

O estudo dos ciclos biogeoquímicos dos elementos no solo, água e ar é de

grande importância como forma de monitorar e controlar a contaminação desse


13

ambientes. O monitoramento ambiental utiliza rotineiramente os coliformes fecais

para monitorar os sistemas aquáticos por contaminação de esgoto. Mas, pode-se

também fazer o monitoramento da contaminação por efluentes domésticos através

da avaliação dos teores de nutrientes e metais-traço, em sedimento e água, das

áreas afetadas (Wasserman & Queiroz, 2004).

E, vale salientar que, medir os teores de contaminantes em sedimento facilita

o monitoramento ambiental, visto que, este compartimento diferentemente da água e

sua dinâmica, possui um caráter integrador demonstrando com maior facilidade a

presença de contaminantes ao longo de ciclos temporais. Além disso, devido a esta

capacidade integradora, os teores de contaminantes em sedimento são em geral,

ordens de grandezas, maiores que os teores em água o que resulta em

barateamento e facilitação analítica do monitoramento ambiental. Entretanto, por

seus diferentes usos a monitoração de águas é imprescindível, pois integra as

preocupações do desenvolvimento sustentável, baseado nos princípios da função

ecológica da propriedade, de prevenção, da precaução, do poluidor-pagador, do

usuário pagador e da integração, bem como no reconhecimento do valor intrínseco à

natureza.


21

4- MATERIAIS E MÉTODOS

4.1- Amostragem

As coletas foram realizadas em quatro ciclos de amostragens (Tabela 4) nos

três pontos ao longo da costa de Fortaleza (Figura 1). Cada ciclo compreendeu um

período de cinco semanas consecutivas de coletas, a fim de atender as

especificações da Resolução 274/00 do CONAMA, quanto à determinação da

balneabilidade. A amostragem contemplou duas estações chuvosas (1º e 3º ciclos) e

duas estações secas (2º e 4º ciclos).

Todos os pontos foram amostrados durante as campanhas, onde foram

coletadas amostras de água e sedimento para análises químicas e microbiológicas.

Para as análises químicas, as amostras de sedimento foram coletadas com auxílio

de espátula e sacos plásticos e as amostras de água armazenadas em garrafas PET.

Para as análises microbiológicas, as amostras de sedimento foram coletadas em

recipientes estéreis e as amostras de água coletadas em garrafas âmbar estéreis.

Todas as amostras foram acondicionadas em caixa isotérmica até o laboratório.

TABELA 4: Os quatro ciclos de amostragens, com o início e término de cada período.

Ciclo Início Término

1º 24/05/04 28/06/04

2º 09/09/04 04/10/04

3º 23/05/05 20/06/05

4º 10/10/05 08/11/05

4.2- Caracterização Hidroquímica

As variáveis hidroquímicas temperatura, pH, oxigênio dissolvido e salinidade

foram medidas in situ, utilizando a sonda portátil YSI 85 - Oxygen, Conductivity,

Salinity and Temperature, previamente calibrada, e o pHmetro ORION modelo 250

calibrado com solução tampão pH 7 (cód. 910760) e pH 10,01 (cód. 911060).


22

4.3- Análise Bacteriológica

4.3.1- Coliformes Termotolerantes (CT) e Escherichia coli em Água

Para determinação de coliformes termotolerantes, as amostras de água foram

coletadas em frascos âmbar estéreis de 1 L e acondicionados em caixa térmica a

4ºC até a chegada ao laboratório.

O Número Mais Provável (NMP) de coliformes termotolerantes foi obtido

segundo estimativa quantitativa proposta por Hoskins (Garthright, 2001). Para a

prova presuntiva em água, a técnica consiste em baterias de cinco tubos de Caldo

Lauril inoculados com 1 mL da amostra em seis diluições seriadas. Para as diluições,

uma alíquota de 1 mL da amostra foi inoculada em 9 mL de Salina (solução de NaCl

a 0,85%), correspondendo à diluição 10-1. Então, 1 mL da diluição 10-1 foi retirado e

inoculado em 9 mL de Salina a 0,85% para constituir a diluição 10-2. E, assim,

sucessivamente até a diluição 10-6.

Após 48 h de incubação, em estufa bacteriológica a 35 ºC, as amostras

positivas foram repicadas para o Caldo EC a 44,5ºC por 24 h, em banho-maria,

sendo considerado positivo, o tubo com a turvação do meio e produção de bolha no

tubo de Durhan (Anexo A).

Conforme o número de tubos positivos no caldo EC consultava-se a tabela do

NMP para a estimativa da população de coliformes termotolerantes (CT),

caracterizando a prova confirmatória (Anexo B). Para o cálculo do NMP, de qualquer

série de inóculo, usa-se o número da tabela e multiplica-se pelo inverso da diluição

média da série crítica dos três tubos selecionados, sendo o resultado expresso em

NMP/100mL (Vieira, 2004).

4.3.2- Coliformes Termotolerantes (CT) e Escherichia coli em Sedimento

Para análise do sedimento foi utilizada uma bateria de 3 tubos. Sendo, 25g da

amostras pesadas e adicionado a 225 mL de Salina (solução de NaCl a 0,85%),

correspondendo a diluição 10-1, sendo as diluições seguintes similares as utilizadas

para a água (Anexo C).

As demais etapas no sedimento são semelhantes ao procedimento das

amostras de água. Porém, no cálculo do número mais provável usa-se a tabela,


23

multiplica-se pelo inverso da diluição média da série de três tubos selecionada,

sendo o resultado expresso em NMP/g (Anexo D). Para o cálculo é aplicada a

fórmula (NMP da tabela x fator de diluição média/100) (Vieira, 2004).

4.3.3- Provas Bioquímicas (Completa) – Isolamento d e Escherichia coli

Depois de determinado o NMP dos coliformes termotolerantes, cada tubo

positivo do Caldo EC foi estriado em placa de Petri com ágar Eosina-Azul de

Metileno (EMB) e incubado a 35 ºC por 24 horas, em estufa bacteriológica. Após

crescimento, foram isoladas colônias típicas de E. coli de cada placa e inoculadas

em Ágar Tripticase de Soja (TSA) e, posteriormente, incubadas à 35ºC por 24 h. Os

testes bioquímicos foram realizados a partir dos inóculos do ágar TSA (Vieira, 2004) .

4.3.3.1- Teste da Produção de Indol

Com a utilização de uma agulha previamente flambada, retirou-se o inóculo

do ágar TSA e com uma leve picada foi transferido para o ágar Sulfeto Indol

Motilidade (SIM), o qual foi mantido em estufa por 48 horas a 35ºC. Um crescimento

para as laterais indica motilidade.

A bactéria E. coli utiliza o triptofano, para a produção de indol, que ao reagir

com 0,2 mL do reativo 4-dimetilaminobenzaldeído (KOVACS), que foi adicionado ao

meio, forma um anel vermelho, indicando prova positiva (Vieira, 2004).

4.3.3.2- Teste do Citrato de Simmons

O inóculo foi estriado sobre a superfície inclinada do ágar Citrato de

Simmons. Após 96 horas em estufa a 35ºC, algumas bactérias utilizaram o citrato

como única fonte de carbono provocando a elevação do pH do meio de cultivo

devido a metabolização do íon citrato. A utilização do citrato é indicada pela

mudança na coloração do meio, principalmente no ápice que se torna azul intenso.

E.coli é negativa para essa prova (Vieira, 2004).


24

4.3.3.3- Teste do Vermelho de Metila

Para a realização deste teste, o inóculo foi transferido para o Caldo Vermelho

de Metila-Voges Proskauer (VM-VP) e incubado por 96 horas a 35ºC. Após este

período de incubação, adicionou-se 5 gotas da solução de vermelho de metila. O

desenvolvimento de um anel de cor vermelha indica que o teste é positivo.

E. coli é positiva para essa prova (Vieira, 2004).

Esta prova testa a habilidade de certos microrganismos de produzirem e

manterem estáveis os produtos ácidos finais da fermentação da glicose.

4.3.3.4- Teste de Voges Proskauer

Este teste comprova a habilidade de certos microrganismos em produzirem

um composto neutro, acetilmetilcarbinol, durante a fermentação da glicose.

Para o teste, o inóculo retirado do TSA foi transferido para o caldo VM-VP,

posteriormente, incubado por 48 horas a 35ºC. Após o período de incubação, foi

adicionado para cada mililitro de cultura, 0,6 mL do reagente Barrit I (2,5 g de C10H8O

em 50 mL de etanol (C2H6O)) e 0,2 mL do reagente Barrit II (40g de hidróxido de

potássio (KOH) em 1L). O desenvolvimento de uma coloração rósea a vermelho

rubro, indica prova positiva. E. coli é negativa para esta prova (Vieira, 2004).

4.4- Determinação de Fósforo Total

4.4.1- Fosfato em Água

As amostras foram coletas em garrafas PET e acondicionadas em caixas

térmicas. No laboratório, alíquotas de 30 mL das amostras foram transferidas para o

tubo digestor e adicionado 4 mL do reagente de oxidação (RO), composto de

peroxodisulfato de potássio (K2S2O8) (5% p/v) e ácido bórico (H3BO3) (3% p/v) em

meio básico. As amostras foram autoclavadas por 30 minutos com uma pressão de

1.5-2 atm.

Após a autoclavagem, as amostras foram homogeneizadas para dissolução

de possíveis precipitados. Sendo, adicionado ao conteúdo do frasco de oxidação,

água deionizada para ajustar o volume a 40 mL. O conteúdo do tubo digestor foi


25

homogeneizado e descartado uma alíquota de 10 mL, com posterior adição de 0,7

mL da solução de ácido ascórbico (C6H8O6) e, 2 minutos depois, 0,5 da mistura de

reagentes (heptamolibidato de amônio ((NH4)6Mo-O24.4H2O) e tartarato de antimônio

e potássio (K(SbO)C4H4O6) com o volume ajustado para 1 L com ácido sulfúrico

(H2SO4) 4,5 M) (UNESCO,1995).

O mesmo procedimento foi realizado para a duplicata dos brancos e solução

padrão para confecção da curva. Sendo, as leituras determinadas por

espectrofotometria de absorção molecular em comprimento de onda de 880 nm,

utilizando um espectrofotômetro MICRONAL modelo B582 (Anexo E).

4.4.2- Fósforo Total em Sedimento

As amostras de sedimento foram coletadas em sacos plásticos e

acondicionadas em caixas térmicas. No laboratório, foram previamente secas em

estufa à uma temperatura de 60ºC e peneiradas em malha de nylon na fração total

(< 2000 µm), para normalização do efeito da granulometria dos sedimentos sobre os

teores do elemento de interesse.

Para a determinação de fósforo total (PT), 2g de sedimento foi calcinado por

12 horas à 550ºC. Após calcinação, as amostras foram digeridas em 25 mL solução

de ácido clorídrico (HCl) 1,0M sob agitação por 16 horas. A elevada temperatura de

combustão promove a oxidação da matéria orgânica e dos carbonatos, liberando o

fósforo associado a estes carreadores geoquímicos (Berner & Rao, 1994).

Após lixiviação das amostras, uma alíquota dos extratos foi diluída em balões

volumétricos de 100 mL na proporção de 1:5, sendo adicionado em seguida 2 mL de

ácido ascórbico e 2 mL da mistura de regentes colorimétricos (Koroleff, 1976). Após

esta adição, os íons ortofostato e molibdato condensam-se em meio ácido para dar o

ácido molibdofosfórico, que sofre redução e origina um composto colorido, o azul de

molibdênio. A intensidade da cor azul é proporcional à quantidade de fosfato

incorporada inicialmente ao heteropoliácido (Vogel, 2002).

Após 10 minutos, as leituras foram determinadas por espectrofotometria de

absorção molecular em comprimento de onda de 880 nm, utilizando um

espectrofotômetro MICRONAL modelo B582 (Anexo F).


26

4.5- Metais-traço

4.5.1- Metais-traço (Cu, Hg e Pb) em Água

Para a determinação de Cu e Pb em água, as amostras foram coletas em

garrafas PET e congeladas. A digestão foi realizada com ácido nítrico (HNO3)

concentrado suprapur, a frio, e determinadas por espectrofotometria de absorção

atômica utilizando a técnica de forno de grafite, segundo metodologia do Laboratório

PROTEE da Université du Sud Toulon et du Var, onde foram realizadas as análises.

As amostras de água para determinação de mercúrio total foram coletadas em

garrafas PET e refrigeradas à 4ºC. O Hg total inclui todas as espécies de mercúrio

dissolvidas e particuladas presente na amostra (Marins et al., 2002).

Para a análise do Hg total, alíquotas de 40 mL, depois de oxidadas com 10

mL de água-régia 50% (4H2O:3HCl:1HNO3) a 70-80 ºC por 1 hora, foram reduzidas

com cloreto estanoso (SnCl2) a 10%, contendo 1% de ácido ascórbico (C6H8O6) em

solução de 1% de acido clorídrico (HCl) 1% (Paraquetti et al., 2004).

A determinação do mercúrio nas amostras de água foi realizada por

espectrofotometria de fluorescência atômica usando a técnica de geração de vapor

frio (CVAFS), no comprimento de onda de 253,7 nm utilizando com equipamento

Tekran Modelo 2600.

4.5.2- Metais-traço em Sedimento

As amostras de sedimentos foram coletadas em sacos plásticos e

acondicionadas em recipiente térmico com temperatura de 4ºC. No laboratório, o

sedimento foi seco em estufa a uma temperatura de 60 a 70 ºC e peneirado em

malha de náilon de 0,6 mm para uniformizar as amostras pela retirada de grãos

maiores e fragmentos de concha. Sendo, estocados em frascos herméticos,

protegido de calor e luz (Machado et al., 2002) (Anexo G).

Para a digestão, foi pesado em erlenmeyer 4g da amostra previamente seca e

adicionado 10 mL de água-régia (3HCl: 1HNO3) diluída a 50% de água. Os

erlenmeyers foram devidamente vedados, com dedo frio preenchido de água

destilada, e levados ao banho-maria na chapa aquecedora a uma temperatura 70 ºC,

por 2 horas. Após digestão, os extratos foram retirados da chapa e colocados em


27

repouso para retornar à temperatura ambiente e logo após acondicionados a 4 ºC,

até posterior leitura (Fiszman et al., 1984).

A digestão das amostras foi certificada através da digestão em paralelo do

padrão certificado NIST (Standart Reference Material 1646a-Estuarine Sediment) e

do branco, sendo todos em duplicata para cada batelada de análise.

Os metais-traço cobre (Cu) e chumbo (Pb) foram determinados a partir dos

extratos obtidos após digestão por espectrofotometria de absorção atômica utilizando

a técnica de chama (AAS), cujo equipamento utilizado foi o modelo AA-6200 da

Schimadzu. A chama para leitura dos extratos era a mistura do gás acetileno

(combustível) e o ar (oxidante), chegando a uma temperatura máxima de 2300 ºC.

Na análise de mercúrio em sedimento foi utilizado o aparelho de

espectrofotometria de absorção atômica Bacharah Modelo 2500. No borbulhador foi

adicionada uma alíquota de 2 mL do extrato ácido e 2 mL da solução de cloreto

estanoso (SnCl2), para a redução do mercúrio iônico presente para a forma

elementar (Hg0 (V)). O vapor gerado foi carreado por um fluxo de ar para a célula de

leitura (Marins, 1998).

Os equipamentos (AAS e Bacharah) foram calibrados a partir de curvas

analíticas construídas por soluções padrões de Cu, Pb e Hg, obtidas por diluições de

padrões de 1000 mg/L (Merck). As concentrações finais dos metais foram obtidas

através das equações de calibração, corrigidas pelos fatores de diluição dos

extratos, quando necessário, e pelo volumes dos extratos. Os resultados foram

expressos em µg.g-1 (Cu e Pb) e ng.g-1 (Hg).

O teor do metal [Me] analisado é dado pela seguinte expressão:

[Me] = (C x V x f) / m , onde:

C - concentração em µg/mL (Cu e Pb) e ng/g (Hg) obtida através da

curva de calibração do metal;

V - volume total do extrato;

f - fator de diluição;

m - massa da amostra.


28

4.6- Análise Estatística

No tratamento estatístico dos dados foram utilizadas a análise de variância

(ANOVA) e a correlação de Pearson através do programa StatSoft. Inc. (2001).

STATISTICA, versão 6 (www.statsoft.com).

A análise de variância é um teste para determinar se as médias de duas ou

mais populações são iguais. Este teste pode ser utilizado para determinar se as

médias amostrais sugerem diferenças efetivas entre as populações, ou se tais

diferença decorrem apenas da variabilidade amostral (Stevenson, 1981). A

metodologia ANOVA calcula a variabilidade total existente na característica ou

variável em análise, atribuindo essa variabilidade a uma causa determinista ou

aleatória. A ANOVA foi aplicada para identificar a variabilidade das concentrações

dos contaminantes no ponto de coleta em relação às semanas amostradas e a

variabilidade das concentrações dos contaminantes nos diferentes pontos de coleta.

A análise de correlação determina a força do relacionamento entre duas

observações emparelhadas. E o grau desse relacionamento entre duas variáveis

contínuas é sintetizado por um coeficiente de correlação (r de Pearson) (Stevenson,

1981). A correlação de Pearson foi aplicada a fim de identificar as correlações

existentes entre os contaminantes nos dois compartimentos (água e sedimento)

medidos durante o período de estudo.


14

2- OBJETIVO

2.1- Objetivo Geral

Investigar a presença de metais-traço, fosfato, coliformes fecais

(termotolerantes) e Escherichia coli na água e sedimento de sistemas de drenagem

pluvial de Fortaleza, que freqüentemente encontram-se contaminados por esgoto

doméstico. Essa investigação tem como intuito aumentar a representatividade de

medidas de balneabilidade das praias de Fortaleza, a partir de outros parâmetros

além das medidas de coliformes termotolerantes.

2.2- Objetivos Específicos

� Detectar a presença de cobre (Cu), chumbo (Pb) e mercúrio (Hg) na água e

sedimento de galerias pluviais, utilizando espectrofotometria de absorção

atômica (técnicas de chama, forno de grafite, vapor frio e fluorescência);

� Determinar os teores de fósforo total (PT) em água e sedimento, através de

espectrofotometria de absorção molecular na região do visível;

� Avaliar a qualidade bacteriológica de amostras de água e sedimento utilizando

o número mais provável (NMP/100mL e NMP/g) de coliformes fecais

(termotolerantes) e Escherichia coli na água e sedimento dos pontos

amostrados;

� Correlacionar os parâmetros abióticos e bióticos analisados para qualificar

melhor a área de estudo visando simplificar as medidas de balneabilidade das

praias de Fortaleza (CE), através da determinação do parâmetro abiótico que

se correlacione significativamente com os NMPs de coliformes

termotolerantes e/ou Escherichia coli.


64

ANEXO A: Fluxograma para a determinação de Coliformes Termotolerantes e E. coli em água. As amostras foram diluídas e inoculadas em meio de enriquecimento (prova presuntiva) e, após 48h, os tubos positivos foram repicados para o meio seletivo para coliformes termotolerantes (prova confirmatória). A prova completa constava dos testes bioquímicos para identificação da E. coli.


65

ANEXO B: Tabela dos valores de NMP/ 100mL em amostras de água com limites de confiança de 95% para série de cinco tubos.

Tubos Positivos Limite de Confiança Tubos Positivos Limite de Confiança 0,1 0,01 0,001

NMP/ 100mL Inferior Superior 0,1 0,01 0,001

NMP/ 100mL Inferior Superior

0 0 0 <1,8 - 6,8 4 0 2 21 6,8 40 0 0 1 1,8 0,09 6,8 4 0 3 25 9,8 70 0 1 0 1,8 0,09 6,9 4 1 0 17 6 40 0 1 1 3,6 0,7 10 4 1 1 21 6,8 4,2 0 2 0 3,7 0,7 10 4 1 2 26 9,8 70 0 2 1 5,5 1,8 15 4 1 3 31 10 70 0 3 0 5,6 1,8 15 4 2 0 22 6,8 50 1 0 0 2 0,1 10 4 2 1 26 9,8 70 1 0 1 4 0,7 10 4 2 2 32 10 70 1 0 2 6 1,8 15 4 2 3 38 14 100 1 1 0 4 0,7 12 4 3 0 27 9,9 70 1 1 1 6,1 1,8 15 4 3 1 33 10 70 1 1 2 8,1 3,4 22 4 3 2 39 14 100 1 2 0 6,1 1,8 15 4 4 0 34 14 100 1 2 1 8,2 3,4 22 4 4 1 40 14 100 1 3 0 8,3 3,4 22 4 4 2 47 15 120 1 3 1 10 3,5 22 4 5 0 41 14 100 1 4 0 11 3,5 22 4 5 1 48 15 120 2 0 0 4,5 0,79 15 5 0 0 23 6,8 70 2 0 1 6,8 1,8 15 5 0 1 31 10 70 2 0 2 9,1 3,4 22 5 0 2 43 14 100 2 1 0 6,8 1,8 17 5 0 3 58 22 150 2 1 1 9,2 3,4 22 5 1 0 33 10 100 2 1 2 12 4,1 26 5 1 1 46 14 120 2 2 0 9,3 3,4 22 5 1 2 63 22 150 2 2 1 12 4,1 26 5 1 3 84 34 220 2 2 2 14 5,9 36 5 2 0 49 15 150 2 3 0 12 4,1 26 5 2 1 70 22 170 2 3 1 14 5,9 36 5 2 2 94 34 230 2 4 0 15 5,9 36 5 2 3 120 36 250 3 0 0 7,8 2,1 22 5 2 4 150 58 400 3 0 1 11 3,5 23 5 3 0 79 22 220 3 0 2 13 5,6 35 5 3 1 110 34 250 3 1 0 11 3,5 26 5 3 2 140 52 400 3 1 1 14 5,6 36 5 3 3 180 70 400 3 1 2 17 6 36 5 3 4 210 70 400 3 2 0 14 5,7 36 5 4 0 130 36 400 3 2 1 17 6,8 40 5 4 1 170 58 400 3 2 2 20 6,8 40 5 4 2 220 70 440 3 3 0 17 6,8 40 5 4 3 280 100 710 3 3 1 21 6,8 40 5 4 4 350 100 710 3 3 2 24 9,8 70 5 4 5 430 150 1100 3 4 0 21 6,8 40 5 5 0 240 70 710 3 4 1 24 9,8 70 5 5 1 350 100 1100 3 5 0 25 9,8 70 5 5 2 540 150 1700 4 0 0 13 4,1 35 5 5 3 920 220 2600 4 0 1 17 5,9 36 5 5 4 1600 400 4600 5 5 5 >1600 700 - Fonte: Garthright (2001)


66

ANEXO C: Fluxograma para a determinação de Coliformes Termotolerantes e E. coli em sedimento. A partir de 25g do sedimento, as amostras foram diluídas e inoculadas em meio de enriquecimento (prova presuntiva). Após 48h, os tubos positivos foram repicados para o meio seletivo de coliformes termotolerantes (prova confirmatória). A prova completa constava dos testes bioquímicos para identificação da E. coli.


67

ANEXO D: Tabela dos valores de NMP/g em amostras de sedimento com limites de confiança de 95% para série de três tubos.

Tubos Positivos Limite de Confiança 0,1 0,01 0,001

NMP/g Inferior Superior

0 0 0 <3,0 - 9,5 0 0 1 3,0 0,15 9,6 0 1 0 3,0 0,15 11 0 1 1 6,1 1,2 18 0 2 0 6,2 1,2 18 0 3 0 9,4 3,6 38 1 0 0 3,6 0,17 18 1 0 1 7,2 1,3 18 1 0 2 11 3,6 38 1 1 0 7,4 1,3 20 1 1 1 11 3,6 38 1 2 0 11 3,6 42 1 2 1 15 4,5 42 1 3 0 16 4,5 42 2 0 0 9,2 1,4 38 2 0 1 14 3,6 42 2 0 2 20 4,5 42 2 1 0 15 3,7 42 2 1 1 20 4,5 42 2 1 2 27 8,7 94 2 2 0 21 4,5 42 2 2 1 28 8,7 94 2 2 2 35 8,7 94 2 3 0 29 8,7 94 2 3 1 36 8,7 94 3 0 0 23 4,6 94 3 0 1 38 8,7 110 3 0 2 64 17 180 3 1 0 43 9 180 3 1 1 75 17 200 3 1 2 120 37 420 3 1 3 160 40 420 3 2 0 93 18 420 3 2 1 150 37 420 3 2 2 210 40 430 3 2 3 290 90 1000 3 3 0 240 42 1000 3 3 1 460 90 2000 3 3 2 1000 180 4100 3 3 3 >1100 420 -

Fonte: Garthright (2001)


68

ANEXO E: Fluxograma da análise de fosfato em água. As amostras foram digeridas em autoclave após a adição do regente oxidante. Ao final da digestão, as amostras foram homogeneizadas e, em seguida, adicionados os reagentes colorimétricos.


69

ANEXO F: Análise de fósforo em sedimento. 2g da amostra foi calcinado e depois lixiviada com ácido clorídrico (1M). O extrato lixiviado foi centrifugado com posterior adição dos reagentes colorimétricos.


70

ANEXO G: Análise dos metais-traço (Cu, Pb e Hg) em sedimento. As amostras foram secas, peneiradas e pesadas. 4g do sedimento foram digeridas em água régia 50% (3:1) e os extratos lidos em absorção atômica utilizando as técnicas de chama (Cu e Pb) e vapor frio (Hg).

UNIVERSIDADE FEDERAL DO CEARÁ

INSTITUTO DE CIÊNCIAS DO MAR PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS MARINHAS TROPICAIS

COLIFORMES TERMOTOLERANTES, FOSFATO E METAIS-TRAÇO (Cu, Pb e Hg) EM ÁGUA E SEDIMENTO DAS GALERIAS PLUVIAIS DE

FORTALEZA (CE)

MARIA GARDENNY RIBEIRO PIMENTA

FORTALEZA-CE 2006

UNIVERSIDADE FEDERAL DO CEARÁ

INSTITUTO DE CIÊNCIAS DO MAR PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS MARINHAS TROPICAIS

COLIFORMES TERMOTOLERANTES, FOSFATO E METAIS-TRAÇO (Cu, Pb e Hg) EM ÁGUA E SEDIMENTO DAS GALERIAS PLUVIAIS DE

FORTALEZA (CE)


Dissertação submetida à Coordenação do Programa de Pós- Graduação em Ciências Marinhas Tropicais do Instituto de Ciências do Mar, da Universidade Federal do Ceará, como requisito parcial para obtenção do grau de Mestre.

Orientadora: Profa. Dra. Rozane Valente Marins

FORTALEZA-CE 2006

P697c Pimenta, Maria Gardenny Ribeiro

Coliformes termotolerantes, f osfato e metais-traço

(Cu,Pb e Hg ) em água e sedimento das galerias

pluviais de Fortaleza (CE) / Maria Gardenny Ribeiro

Pimenta.

70f.: il. enc.

Dissertação (Mestrado em Ciências Marinhas Tropicais) – Universidade Federal do Ceará, Laboratório de Ciências do Mar, Fortaleza, 2006 Orientadora: Profa. Dra. Rozane Valente Marins

1. Contaminação 2. Galerias pluviais 3. Balneabilidade 4. Fosfato I. Marins, Rozane Valente II. Universidade Federal do Ceara III. Titulo CDD 639.2

UNIVERSIDADE FEDERAL DO CEARÁ INSTITUTO DE CIÊNCIAS DO MAR

PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS MARINHAS TROPICAIS

COLIFORMES TERMOTOLERANTES, FÓSFATO E METAIS-TRAÇO (Cu, Pb e

Hg) EM ÁGUA E SEDIMENTO DAS GALERIAS PLUVIAIS DE FO RTALEZA (CE)


Aprovada em 20/06/2006

BANCA EXAMINADORA

________________________________________________________ Dr. Olaf Malm

Instituto de Biofísica – Universidade Federal do Rio de Janeiro

________________________________________________________ Dr. Marcelo Dominguez de Almeida

Instituto de Ciências do Mar – Universidade Federal do Ceará

________________________________________________________ Profa. Dra. Regine Helena Silva dos Fernandes Vieira


________________________________________________________ Profa. Dra. Rozane Valente Marins (Orientadora)


Aos meus pais, pelo incentivo e amor,

minha eterna gratidão e amor.

Dedico

AGRADECIMENTOS

À Profa. Dra. Rozane Valente Marins, um exemplo de dedicação e

competência. Muito obrigada por sua paciência, carinho e atenção dispensadas a

mim durante o trabalho.

À Profa. Dra. Regine Helena S. F. Vieira, por ceder as instalações do

Laboratório de Microbiologia Ambiental e do Pescado e sempre está disposta a

ajudar-me. Meu muito obrigada sempre!

Aos meus professores do curso, por todos os ensinamentos passados, em

especial, à Profa. Dra. Regine Helena Vieira, Prof. Dr. Luis Drude de Lacerda, Profa.

Dra. Letícia Lotufo e Profa. Dra. Tereza Cristina Gesteiro.

Á Dra. Heloísa Helena M. Paraquetti, pelas análises de Hg em água

realizadas no Laboratório de Geoquímica da Universidade Federal Fluminense (RJ).

Ao Dr. Stéphane Mounier, pelas análises de Cu e Pb em água realizadas no

Laboratório PROTEE da Universidade de Toulon (França).

Ao Dr. Marcelo Dominguez de Almeida, pelo tratamento estatístico dos dados

apresentados nessa dissertação.

A Leonardo Hislei, José Luiz Bezerra e Eduardo Gentil pela confecção do

mapa. Obrigada!

Ao oficial da 1ª Cia da Polícia Militar do Ceará, José Gilton Marques, que

acompanhou as amostragens.

Aos meus colegas de curso, em especial, Danielle Lopes, Cristiane Teles,

Janisi Aragão, Renata Stock, Renata Albuquerque e Rossana Cristina. Obrigada

pelo companheirismo e incentivo durante os dois anos de mestrado.

Ao coração do Laboratório de Microbiologia Ambiental e do Pescado

representado por: Anahy Lima, Camila Silva, Caroline Nunes, Cláudia Brandão,

Daniele Rolim, Edirsana, Cristiane Teles, Gleire Menezes, Isabel Mota, Janisi

Aragão, Norma Barreto, Oscarina Viana, Rakel Hina, Rosa Rebouças e Susy

Margela. Gostaria que soubessem que são pessoas iluminadas. Muito obrigada pelo

carinho e ajuda durante todos os períodos de minha vida. Minha eterna gratidão a

todas!

Aos antigos alunos do Laboratório Biogeoquímica Costeira: Francisco de

Paula Filho, Ilene Matanó, Janaína Andrade e Saulo Maia. E, aos meus

contemporâneos: Breno Bezerra, Danielle Lopes, Edilza Monteiro, Edvar Aguiar,

Francisco José Dias, Dr. Maurício Molisani, Raquel, Roseline Torres, Samara

Eschrique e Telma Maria Braga. Gostaria de agradecê-los por todo carinho, atenção

e ajuda nos campos e análises. Vocês foram muito importantes durante a realização

desse trabalho. Minha eterna gratidão e carinho a todos!

À secretaria do Mestrado em Ciências Marinhas Tropicais, pela atenção

durante o curso. Obrigada!

Ao Instituto de Ciências do Mar, por disponibilizar suas instalações. E, aos

funcionários Jaqueline Gomes e Francisco Eudes por sempre estarem dispostos a

ajudar.

À Fundação de Amparo a Pesquisa (FUNCAP), pela concessão da bolsa.

Ao Sr. Edson Martins e Sra. Luciene Gomes Martins, pelo carinho e

dedicação sempre dispensados a mim.

Ao Marlos Gomes Martins, um grande companheiro e dom de Deus na minha

vida. Obrigada pelo carinho, paciência e dedicação.

Aos meus irmãos, Francisco Pimenta Neto e Weslley Pimenta, que apesar da

distância, são tão importantes e presentes na minha vida.

Aos meus pais, Francisco Pimenta Filho e Maria Esperança Pimenta, que

sempre estiveram ao meu lado e são os grandes responsáveis por minhas

conquistas. Amo vocês! E, a Deus, por ter colocado todos vocês na minha vi da.

“Mudar sempre, sempre.

Tentar ser maior e melhor. É destino em nossas vidas, viver, desfazendo nós.”

Regine Limaverde

ÍNDICE

LISTA DE TABELAS vi

LISTA DE FIGURAS viii

RESUMO 1

ABSTRACT 2

1. INTRODUÇÃO 3

1.1 Região Metropolitana de Fortaleza (RMF) 3

1.2 Águas Pluviais 5

1.3 Contaminação: Química e Biológica 6

1.3.1 Química 6

1.3.2 Biológica 9

1.4 Compartimentos Ambientais: Água e Sedimento 11

2. OBJETIVOS 14

2.1 Objetivo Geral 14

2.2 Objetivos Específicos 14

3. ÁREA DE ESTUDO 15

3.1 Localização 15

3.2 Características Abióticas 19

4. MATERIAIS E MÉTODOS 21

4.1 Amostragem 21

4.2 Caracterização Hidroquímica 21

4.3 Análise Bacteriológica 22

4.3.1 Coliformes Termotolerantes e Escherichia coli em Água 22

4.3.2 Coliformes Termotolerantes e Escherichia coli em Sedimento 22

4.3.3 Provas Bioquímicas (Completa) - Isolamento de Escherichia coli 23

4.3.3.1 Teste da Produção de Indol 23

4.3.3.2 Teste do Citrato de Simmons 23

4.3.3.3 Teste do Vermelho de Metila 24

4.3.3.4 Teste de Voges Proskauer 24

4.4 Determinação de Fósforo Total 24

4.4.1 Fosfato em Água 24

4.4.2 Fósforo Total em Sedimento 25

4.5 Metais-traço 26

4.5.1 Metais-traço (Cu, Hg e Pb) em Água 26

4.5.2 Metais-traço (Cu, Hg e Pb) em Sedimento 26

4.6 Análise Estatística 28

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO 29

5.1 Análises Microbiológicas 29

5.1.1 Cálculo do número mais provável (NMP) de coliformes termotolerantes em água e sedimento

29

5.1.2 Cálculo do número mais provável (NMP) de Escherichia coli em água e sedimento

33

5.1.3 Efeito da sazonalidade climática sobre a emissão de coliformes termotolerantes e E. coli para água e sedimento.

37

5.2 Parâmetros Hidroquímicos 39

5.2.1 Medidas in situ dos parâmetros hidroquímicos: pH, temperatura, oxigênio dissolvido e salinidade

39

5.3 Análises de Metais-traço Cobre (Cu), Chumbo (Pb) e Mercúrio (Hg) 43

5.3.1 Validação da metodologia utilizada para a determinação dos teores de metais-traço em sedimento

43

5.3.2 Distribuição de cobre (Cu) no sedimento e água das galerias da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió

44

5.3.3 Distribuição de chumbo (Pb) no sedimento e água das galerias da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió

46

5.3.4 Distribuição de mercúrio (Hg) no sedimento e água das galerias da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió

47

5.4 Análises de Fosfato (P-PO4) 49

5.4.1 Validação da metodologia utilizada para a determinação dos teores de fósforo em sedimento

49

5.4.2 Distribuição do fosfato (P-PO4-3) na água e sedimento das galerias Leste-

Oeste, Náutico e Riacho Maceió 49

5.5 Avaliação dos parâmetros abióticos e bióticos para a qualidade da balneabilidade das águas pluviais que são drenadas para orla de Fortaleza

51

6. CONCLUSÕES 53

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 55

ANEXO A. Determinação de coliformes termotolerantes e E. coli em água 64

ANEXO B. Tabela do NMP para amostras de água 65

ANEXO C. Determinação de coliformes termotolerantes e E. coli em sedimento 66

ANEXO D. Tabela do NMP para amostras de sedimento 67

ANEXO E. Análise de fosfato em água 68

ANEXO F. Análise de fósforo em sedimento 69

ANEXO G. Análise dos metais-traço (Cu, Pb e Hg) em sedimento 70

LISTA DE TABELAS

TABELA 1 - Porcentagem dos domicílios servidos por água, saneamento

básico e coleta de lixo em Fortaleza.

3

TABELA 2 - Demanda turística de Fortaleza entre 1998 a 2004. 5

TABELA 3 - Porcentagem dos domicílios servidos por água, saneamento

básico e coleta de lixo em Fortaleza. Os bairros abrangem os

sistemas de drenagem da Leste-Oeste, Náutico e Riacho

Maceió (setores centro e oeste da RMF).

17

TABELA 4 - Os quatro ciclos de amostragens, com início e término de cada

período.

21

TABELA 5 - Número mais provável (NMP) de coliformes termotolerantes em

amostras de água e sedimento coletadas nas galerias pluviais

da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos-

período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco) .

30

TABELA 6 - Análise de variância de coliformes termotolerantes em água e

sedimento nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e

Riacho Maceió (p=0,05).

32

TABELA 7 - Número mais provável (NMP) de E. coli em amostras de água e

sedimento coletadas nas galerias pluviais da Leste-Oeste,

Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e

4º ciclos- período seco).

34

TABELA 8 - Análise de variância de E. coli em água e sedimento nas

galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para

p=0,05.

36

TABELA 9 - Análise de variância para as variáveis pH e salinidade, durante

o período de estudo, nas galerias pluviais da Leste-Oeste,

Náutico e Riacho Maceió para p=0,05.

41

TABELA 10- Correlação da salinidade com pH, fosfato, coliformes

termotolerantes e E. coli em águas nas galerias pluviais da

Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05 e n=32.

42

TABELA 11 - Correlação do pH com salinidade, fosfato, coliformes

termotolerantes e E. coli em águas nas galerias pluviais da

Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05 e n=32.

42

TABELA 12 - Comparação dos resultados obtidos nas análises de metais-

traço com o valor de referência do padrão NIST 1646a.

43

TABELA 13 - Teores de Cu em água (µg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das galerias

pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º

ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco) .

45

TABELA 14 - Análise de variância para o Cu em água nas galerias pluviais da

Leste-oeste, Náutico e Riacho Maceió em todo o período de

estudo (p=0,05).

45

TABELA 15 - Teores de Pb em água (µg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das galerias



47

TABELA 16 - Teores de Hg em água (ng.L-1) e sedimento (ng.g-1) das galerias



48

TABELA 17 - Validação da metodologia utilizada para a determinação dos

teores de fósforo em sedimento.

49

TABELA 18 - Distribuição de P-PO4 na água (mg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das

galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e

3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).

50

TABELA 19 - Análise de variância no fosfato (P-PO4) em água nas galerias

pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05.

51

vii

LISTA DE FIGURAS

FIGURA 1 - Foto aérea da área de estudo com as galerias amostradas em

destaque: P1- Leste-Oeste, P2- Náutico e P3- Riacho Maceió.

Os pontos 1 e 2 estão no setor Centro e o ponto 3 no setor

Oeste. Fonte: QUICKBIRD- SAD 69- ZONA24S.

16

FIGURA 2 - Galerias amostradas: Ponto 1: Leste-Oeste (A), Ponto 2-

Náutico (B) e Ponto 3- Riacho Maceió (C).

18

FIGURA 3 - Coliformes fecais (termotolerantes) em água e sedimento das

galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió.

31

FIGURA 4 - Correlação da densidade de coliformes termotolerantes (CT) na

água e sedimento.

33

FIGURA 5 - Escherichia coli em água e sedimento das galerias pluviais da

Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió.

35

FIGURA 6 - Correlação da densidade de E. Coli na água e sedimento. 36

FIGURA 7 - Variabilidade do log CT (coliformes termotolerantes) e do índice

pluviométrico na região de estudo.

38

FIGURA 8 - Variabilidade do log Escherichia coli e do índice pluviométrico

na região de estudo.

38

FIGURA 9 - Medidas de temperatura, oxigênio dissolvido, pH e salinidade

das galerias da Leste-Oeste (ponto 1), Náutico (ponto 2) e

Riacho Maceió (ponto 3).

40

FIGURA 10 - Correlação da densidade de coliformes termotolerantes (CT) e

concentração de P-PO4 na água.

52

viii

RESUMO

Volumes consideráveis de esgoto doméstico e efluentes industriais, sem

tratamento, são lançados nos oceanos causando a contaminação dos ecossistemas

aquáticos e colocando em risco a saúde pública e ambiental. O presente estudo teve

por objetivo investigar a presença de metais-traço, fosfato, coliformes

termotolerantes e Escherichia coli em água e sedimento de galerias pluviais de

Fortaleza que, freqüentemente, encontram-se contaminadas por esgoto doméstico,

buscando representatividade das medidas de balneabilidade nas praias de

Fortaleza. As análises de Cu e Pb foram realizadas por espectrofotometria de

absorção atômica pelas técnicas de forno de grafite e chama para as medidas em

água e sedimento, respectivamente. Para a detecção do Hg em água foi usada a

espectrofotometria de fluorescência com técnica de geração de vapor frio e em

sedimento a espectrofotometria de absorção atômica utilizando a técnica de vapor

frio. O fosfato foi medido por espectrofotometria de absorção molecular na região do

visível. Nas análises microbiológicas empregou-se a técnica dos tubos múltiplos. Os

resultados obtidos para coliformes termotolerantes variaram na água de 1,3 x103 a

1,6 x 108 NMP/100mL e no sedimento de 0,3 x 10 a 1,0 x 106 NMP/g. Os valores de

E. coli em água variaram de 0,3 x 10 a 9,2 x 107 NMP/100mL e no sedimento de 0,3

x 10 a 4,6 x 104 NMP/g. As concentrações de metais-traço na água variaram de 0,36

a 16,34 µg.L-1 para Cu, 0,08 a 3,71 µg.L-1 para Pb e 1,1 a 150,4 ng.L-1 para Hg. Nas

análises de sedimento as variações foram de 0,23 a 9,64 µg.g-1 para Cu, 1,41 a

21,73 µg.g-1 para Pb e 0,7 a 21,4 ng.g -1 para Hg. Os teores de fosfato na água

variaram de <0,01 a 1,32 mg.L-1 e no sedimento de 1,12 a 13,39 µg.g-1. Os

resultados mostraram que a contaminação das águas pluviais drenadas para orla de

Fortaleza é constante e elevada para coliformes termotolerantes, E. coli e fosfato,

com correlações estatísticas significativas (p=0,05) entre esses parâmetros. No

entanto, os dados obtidos de metais-traço se mostraram pouco eficientes para

determinação da balneabilidade.

Palavra-chave: contaminação, galerias pluviais, bal neabilidade, fosfato.

ABSTRACT

Considerable volumes of domestic and industrial effluent sewage, without

treatment, are released in the oceans having caused the contamination of aquatic

ecosystems and placing at risk the public and ambient health. The aim of this study

was to investigate the presence of trace metals, phosphate, thermotolerant coliforms

and Escherichia coli in water and sediment of storm sewers of Fortaleza, frequently,

contaminated by domestic sewage, thus decreasing the environmental quality and

balneability in Fortaleza’s beaches. The analyses of Cu and Pb in the water and

sediment were perfomed by atomic absorption espectrophotometry, graphite furnace

and flame techniques, respectively. To evaluate the concentration of Hg in water, cold

vapor fluorescence espectrophotometry were used and cold vapor atomic absorption

espectrophotometry was used for sediment. In the microbiological analyses a multiple

tubes assay was used. Phosphate was measured by molecular absorption

espectrophotometry. The results for thermotolerant coliforms varied in water from 1.3

x103 to 1.6 x 108 NMP/100mL and in sediment from 0.3 x 10 to 1.0 x 106 NMP/g. The

values of E. coli in water varied between 0.3 x 10 to 9.2 x 107 NMP/100mL and in

sediment from 0.3 x 10 to 4.6 x 104 NMP/g. Trace metal concentrations in water varied

between 0.36 to 16.34 µg.L-1 for Cu, 0.08 to 3.71 µg.L-1 for Pb and 1.1 to 150.4 ng.L-1

for Hg. In sediment they varied between 0.23 to 9.64 µg.g-1 for Cu, 1.41 to 21.73 µg.g-

1 for Pb and 0.7 a 21.4 ng.g-1 for Hg. Phosphate concentrations in the water varied

between 0,01 to 1.32 mg.L-1 and in sediment from 1.12 to 13.39 µg.g-1. The results

had shown a constant and high contamination of drained pluvial waters of Fortaleza’s

coast by thermotolerant coliforms, E. coli and phosphate, with correlate statistical

signification (p=0.05). However, the results of trace metal had showed poor efficiency

as balneability parameters.

Keywords: contamination, stormwater drainage system, balneability, phosphate


29

5- RESULTADOS E DISCUSSÃO 5.1- Análises Microbiológicas 5.1.1- Cálculos do número mais provável (NMP) de co liformes fecais

(termotolerantes) em água e sedimento

As amostras de água coletadas, nas saídas das galerias pluviais,

apresentaram índices de coliformes fecais (termotolerantes) e Escherichia coli

superiores aos preconizados pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA)

na Resolução nº 274 (2000), que estabelece critérios para classificação de águas

destinadas a balneabilidade. As águas podem ser classificadas como impróprias

quando apresentarem valores superiores a 1000 CF ou 800 E. coli por 100 mL de

amostra.

A Tabela 5 apresenta o NMP de coliformes termotolerantes de água e

sedimento das três galerias amostradas. Os valores na água das galerias variaram

de 3,3 x 104 a 1,6 x 108 na Leste-Oeste, 1,3 x 103 a 1,7 x 107 no Náutico e 7,9 x 104

a 5,4 x 107 NMP/100mL no Riacho Maceió. Sendo que, 100% das amostras foram

consideradas impróprias, fato que mostra que a poluição local é intensa, pois estas

águas são lançadas diretamente na praia, sem nenhum tratamento.

Os resultados de coliformes fecais obtidos no presente estudo, corroboram

com os apresentados por Vieira et al. (2002a) que obtiveram em 100% das amostras

de água coletas nas galerias pluviais do Náutico e Riacho Maceió valores superiores

a 1000 CF/100mL. Fato, que evidencia fontes constantes de contaminação da zona

costeira, ao longo dos anos de estudo.

Fontes permanentes de poluição por material fecal são distribuídas pelas

galerias para as praias, podendo causar problemas de saúde pública, como por

exemplo, gastroenterites, hepatites, salmoneloses, doenças virais e ocorrência de

dermatites e micoses aos freqüentadores destas praias (Vieira et al., 2001b).

Segundo Vieira et al. (2001b), somente 8% do esgoto lançado ao mar na

região retorna a praias adjacentes, o que é suficiente para contribuir na

contaminação destas áreas. Além do que, o aumento da freqüência de banhistas

tem se mostrado um fator adicional à poluição das praias (Vieira et al., 2002b).


30

Para o sedimento, os valores do NMP de coliformes termotolerantes nas

galerias variaram de 1,0 x 103 a 1,0 x 106 na Leste-Oeste, 0,3 x 10 a 1,0 x 105 no

Náutico e 1,5 x 10 a 1,0 x 105 NMP/g no Riacho Maceió. Tais valores excedem os

1000 CF/g de amostra, (Mendes et al., 1993), nas galerias da Leste-Oeste, Náutico e

Riacho Maceió que apresentaram em 100% das amostras valores acima do

permitido pela legislação.

Tabela 5: Número mais provável (NMP) de coliformes termotolerantes em amostras de água e sedimento coletas nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).

Leste-Oeste Náutico Riacho Maceió Ciclo

Água

NMP/100mL Sedimento

NMP/g Água

NMP/100mL Sedimento

NMP/g Água

NMP/100mL Sedimento

NMP/g 1,4 x 106 2,4 x 103 2,4 x 105 4,3 x 102 1,1 x 106 4,3 x 102 2,8 x 107 2,1 x 103 3,3 x 103 1,2 x 103 3,5 x 105 1,1 x 103 3,3 x 104 9,3 x 103 3,4 x 103 9,3 x 103 1,7 x 105 2,4 x 103 94 x 106 3,5 x 104 7,9 x 105 2,3 x 102 7,0 x 106 2,3 x 103

1º

2,3 x 106 2,3 x 103 3,3 x 105 0,3 x 10 1,8 x 107 3,6 x 10 1,1 x 107 2,4 x 104 3,3 x 106 2,1 x 104 7,9 x 104 1,5 x 103 2,4 x 107 9,3 x 103 1,3 x 104 9,3 x 102 5,4 x 107 1,5 x 104 1,6 x 108 1,5 x 104 1,3 x 106 1,4 x 102 3,3 x 105 1,5 x 10 7,9 x 105 4,3 x 103 1,3 x 103 9,3 x 103 1,1 x 106 9,3 x 102

2º


3º

3,5 x 107 1,5 x 103 9,4 x 103 9,3 x 10 1,6 x 107 2,4 x 103 2,4 x 106 4,6 x 105 1,7 x 107 1,1 x 103 5,4 x 107 1,5 x 104 3,3 x 106 4,3 x 103 - 0,3 x 10 5,4 x 106 1,0 x 104 1,6 x 108 4,6 x 104 - 4,3 x 10 2,8 x 107 2,1 x 104 1,6 x 108 1,0 x 104 - 1,1 x 103 2,8 x 107 4,6 x 104

4º

9,4 x 106 1,0 x 106 3,3 x 105 1,0 x 105 7,9 x 106 1,5 x 104 - galeria seca

Os coliformes fecais são eliminados da coluna d’água pela adsorção e

subseqüente sedimentação. Assim, os coliformes viáveis geralmente acumulam no

sedimento, proporcionando alta densidade de coliformes nesse compartimento (An

et al., 2002).

As bactérias presentes na areia das praias representam riscos à saúde

pública. Contudo, o controle de qualidade destas áreas inclui geralmente a análise


31

microbiológica da água e raramente a poluição da areia é verificada (Vieira et al.,

2002b).

A Figura 3 apresenta os valores de coliformes termotolerantes (CT), tanto em

água quanto sedimento. Estes valores variaram de forma significativa quando foram

comparados todos os resultados obtidos nas diferentes campanhas de amostragem

no período do estudo (Tabela 6). Porém, quando se comparou a variabilidade entre

os pontos de amostragem durante as 20 campanhas, apenas os resultados obtidos

para CT na galeria do Náutico (M=5,035) apresentaram variação significativa em

relação aos resultados obtidos nas galerias da Leste-Oeste (M=7,002; p=0,001) e

Riacho Maceió (M=6,650; p=0,001).

Assim, ficou evidenciado que a galeria do Náutico se distinguiu das demais e

apresenta menor contaminação por coliformes termotolerantes, entretanto, os

valores encontram-se acima do permitido pela legislação do CONAMA.

O NMP de coliformes termotolerantes em sedimento na galeria do Náutico

(M=2,846; p=0,002) quando comparados aos das galerias da Leste-Oeste e Riacho

Maceió diferiram significamente apenas na galeria da Leste-Oeste (ponto 1) com

M=3,241 e p=0,002.

0

2

4

6

8

Leste-Oeste Náutico Riacho Maceió

CT

(lo

g)

Água Sedimento

Figura 3: Coliformes fecais (termotolerantes) em água e sedimento das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió.


32

Tabela 6: Análise de variância de coliformes fecais (termotolerantes) em água e sedimento nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05.

Variável n F p

Log CT (Água) 57 19,302 0,001

Log CT (Sedimento) 60 4,184 0,020

n= número amostral; F= s21/ s

22(razão da variância maior sobre a menor); p=0,05 (significância)

A correlação dos valores de coliformes termotolerantes na água e sedimento

foi significativa em todos os pontos durante o período de coleta com n=57, r=0,3241

e p=0,014 (Figura 4). De acordo com Rozen & Belkin (2001), os coliformes

sobrevivem melhor no sedimento que na água. A observação destes autores não

corrobora com os resultados encontrados no presente estudo, onde os valores de

coliformes encontrados na água foram sempre superiores aos dos sedimentos. Fato

que, pode ser atribuído à contaminação fecal recente e constante, oriunda

principalmente das emissões antrópicas (Sankararamakrishnan & Guo, 2005).

Além disso, é possível que a contaminação do sedimento significativamente

menor quando comparada à água, possa ser explicada pela característica grosseira

do sedimento analisado, que é constituído de areia e cascalho (DNPN, 1998), e

geralmente pobre em matéria orgânica. Uma vez que, a contaminação na areia

deve-se a associação com finas partículas no sedimento e a matéria orgânica que

possibilita a sobrevivência de microrganismos (Rozen & Belkin, 2001). A ausência

destas características mineralógicas facilitadoras da acumulação de microrganismos

pode ser a razão das fracas correlações estatísticas observadas neste estudo entre

os teores de água e sedimento.


33

0

2

4

6

8

10

0 2 4 6 8 10

Log CT (Água)

Log

CT

(S

edim

ento

)

Figura 4: Correlação da densidade de coliformes termotolerantes (CT) na água e sedimento.

5.1.2- Cálculo do número mais provável (NMP) de Escherichia coli em água e

sedimento

A Tabela 7 apresenta o NMP de Escherichia coli em água e sedimento das

três galerias amostradas. Os valores na água das galerias variaram de 6,1 x 102 a

9,2 x 107 na Leste-Oeste, 0,3 x 10 a 2,1 x 106 no Náutico e 4,0 x 102 a 1,8 x 107

NMP/100 mL no Riacho Maceió. Cem por cento das amostras foram consideradas

impróprias, com valores do NMP de Escherichia coli superiores a 800 por 100 mL de

amostra.

Os valores de E. coli no sedimento das galerias variaram de 0,3 x 10 a 4,6 x

104 na Leste-Oeste, 0,3 x 10 a 4,6 x 103 no Náutico e 0,74 x 10 a 1,5 x 104 NMP/g

no Riacho Maceió. A contaminação do sedimento foi maior na galeria da Leste-

Oeste, seguida do Riacho Maceió e Náutico (Tabela 7).


34

Tabela 7: Número mais provável (NMP) de Escherichia coli em amostras de água e sedimento coletados nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).


Água NMP/100mL

Sedimento NMP/g

Água NMP/100mL

Sedimento NMP/g

Água NMP/100mL

Sedimento NMP/g

6,0 x 105 1,5 x 10 1,2 x 104 0,3 x 10 1,2 x 103 4,3 x 102 2,4 x 106 2,1 x 103 6,8 x 102 0,3 x 10 4,0 x 102 2,1 x 102 7,9 x 103 2,9 x 102 3,7 x 102 9,3 x 104 1,7 x 105 1,5 x 10 4,7 x 106 1,5 x 102 1,4 x 103 0,62 x 10 7,0 x 106 1,6 x 10

1º


2º


3º

3,5 x 107 0,92 x 10 4,5 x 102 1,5 x 10 3,5 x 106 4,3 x 102 3,4 x 105 2,7 x 102 2,1 x 106 1,1 x 103 2,7 x 106 1,5 x 102 4,7 x 103 4,3 x 103 - 0,3 x 10 5,4 x 106 3,5 x 10 2,1 x 107 4,6 x 104 - 4,3 x 10 1,8 x 107 2,7 x 102 9,2 x 107 1,5 x 103 - 2,9 x 102 1,4 x 106 1,0 x 103

4º

2,0 x 106 2,8 x 104 1,7 x 105 4,6 x 102 2,0 x 104 1,5 x 102 - galeria seca

A densidade de E. coli na água em todos os pontos foi maior que no

sedimento (Figura 5). Fato, que discorda de An e colaboradores (2002), os quais

encontraram densidades no sedimento maiores que nas águas do lago Texoma

(Oklahoma-USA), provavelmente porque na presente região de estudo, sistemas

lóticos, o tempo de residência da água é muito menor do que em lagos, sistemas

lênticos. O tempo de residência em rios tem sido estimado em cerca de

aproximadamente duas semanas enquanto em lagos os valores alcançam cerca de

10 anos. Isto denota que a contaminação que atinge lagos pode gerar um impacto

ambiental ainda maior, do que por exemplo, em estuário. Outro fator preocupante é

que a água subterrânea que também pode ser contaminada por essas emissões

inadequadas de esgoto, pode ter tempo de residência muito variável a depender da

hidrologia local, podendo variar de 2 semanas a 10.000 anos, sendo estes valores

superiores extremos pertencentes a aqüíferos confinados (Esteves, 1998).


35

0

2

4

6

8

Leste-Oeste Náutico Riacho Maceió

E. c

oli

(log)

Água Sedimento

Figura 5: Escherichia coli em água e sedimento das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió.

Os valores de Escherichia coli, tanto em água quanto sedimento, variaram de

forma significativa durante o período de estudo (Tabela 8). No entanto, quando se

comparou a variabilidade entre os pontos de amostragem durante as 20 campanhas,

apenas os valores obtidos para E. coli na galeria do Náutico (M=3,492) foram

menores e apresentaram variação significativa em relação aos resultados obtidos

nas galerias da Leste-Oeste (M=5,708; p=0,001) e Riacho Maceió (M=5,597;

p=0,001).

Para o sedimento, o NMP de E. coli na galeria do Náutico (M=1,677) quando

comparados às galerias da Leste-Oeste e Riacho Maceió diferiram significamente

apenas na galeria da Leste-Oeste (ponto 1) com M=2,729 e p=0,015.


36

Tabela 8: Análise de variância de E. coli em água e sedimento nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05.

Variável n F p

Log E. coli (Água) 57 14,492 0,001

Log E. coli (Sedimento) 60 6,637 0,002


22(razão da variância maior sobre a menor); p= 0,05 (significância)

An e colaboradores (2002), mostram que a correlação da densidade de E. coli

entre água e sedimento não foi significativa. Este fato, estaria indicando que a

densidade de E. coli na água não é um indicador de densidade no sedimento para a

região de estudo. Porém, no presente estudo, a correlação foi significativa (n=57,

r=0,3880, p=0,003) quando comparadas as densidades de E. coli na água e

sedimentos em todas as campanhas nos três pontos de amostragens (Figura 6). No

entanto, quando foi comparada a densidade de E. coli em cada ponto de

amostragem, a correlação entre os compartimentos água e sedimento não foi

significativa, ou seja, com a diminuição do número de amostras avaliadas a

correlação não se manteve. Assim, determinações seguras para avaliação da

contaminação por E. coli devem sempre considerar o comportamento aquático.

0

2

4

6

0 2 4 6 8 10

Log E. coli (Água)

Log

E. c

oli

(S

edim

ento

)

Figura 6: Correlação da densidade de Escherichia coli na água e sedimento.


37

Segundo Alm et al. (2003), muitas variáveis ambientais têm influências na

abundância de coliformes na água, porém a areia também pode servir como

proteção ambiental a bactérias entéricas, devido à presença de nutrientes, proteção

da luz solar e a predação. Estudos realizados para a praia do Mucuripe, Futuro e

Caça-Pesca detectaram índices elevados de contaminação por Escherichia coli tanto

em areia seca quanto em úmida (Vieira et al., 2001b), assim como neste estudo.

Entretanto, o uso do sedimento como compartimento a ser monitorado para a

avaliação de E. coli deve ser cuidadoso, pois pode levar a resultados negativos

falsos sobre a contaminação da área.

5.1.3- Efeito da sazonalidade climática sobre a emi ssão de Coliformes

Termotolerantes e Escherichia coli para água e sedimento

O runoff de áreas urbanas é a maior fonte de contaminação microbiológica de

águas superficiais e é estimado como taxa significante na contaminação das águas

costeiras. Material fecal e outros contaminantes presentes na superfície dos

telhados, asfalto, aterros e esgoto são lavados e carreados para os corpos d´água

mais próximos (Reeves et al., 2004), principalmente após eventos de chuva.

No presente estudo esta correlação também não foi observada, fato que

comprova a ausência da influência da variabilidade climática (índice pluviométrico)

sobre a variabilidade de coliformes na região de estudo (Figuras 7 e 8). Cardonha e

colaboradores (2004), em estudo realizado em três galerias pluviais de Natal (RN),

também não obtiveram correlação entre índice pluviométrico e os NMPs de

coliformes.

No entanto, esta correlação foi observada na baía de Santa Mônica

(California-USA), onde o declínio da qualidade da água das praias estava associado

aos eventos de chuva (Schiff et al., 2003). Kolm & Andretta (2003), na enseada do

Perequê (Paraná-Brasil), registraram elevação da contaminação por coliformes totais

e E. coli durante fortes chuvas, justificada pelo transporte de matéria orgânica

particulada (POM) das regiões próximas para a enseada. Sendo importante salientar

que, altos valores de E. coli foram determinados em todas as estações em maré

baixa podendo estar direto ou indiretamente relacionados com eventos de chuvas.


38

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Campanhas

Índi

ce P

luvi

omét

rico

(mm

)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Log

CT

Índice Pluviométrico Leste-Oeste Náutico Riacho Maceió

Figura 7: Variabilidade do log CT (Coliformes Termotolerantes) e do índice pluviométrico na região de estudo.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Campanhas

Índi

ce P

luvi

omét

rico

(mm

)

0

2

4

6

8

10

12

Log

E. c

oli

Índice Pluviométrico Leste-Oeste Náutico Riacho Maceió

Figura 8: Variabilidade do log de Escherichia coli e do índice pluviométrico na região de estudo.


39

Dessa forma, fica evidenciado que a contaminação das praias da orla de

Fortaleza é fortemente dependente das fontes emissoras de esgotamento urbano

que atuam de maneira contínua sobre a região. Este fato, corrobora com os dados

do estudo realizado nesta orla que mostrou que a contaminação das praias

independe da altura da maré, pois as fontes são constantes e intensas, embora as

marés altas possam diluir a contaminação (Vieira et al., no prelo)

5.2 - Parâmetros Hidroquímicos

5.2.1- Medidas in situ dos parâmetros hidroquímicos: temperatura, pH,

oxigênio dissolvido e salinidade

A Figura 9 apresenta os valores de temperatura, salinidade, oxigênio

dissolvido e pH nas saída das galerias pluviais amostradas.

Os valores de temperatura variaram na galeria da Leste-Oeste de 27,9 a 34,0

ºC, no Náutico de 28,9 a 32,0ºC e no Riacho Maceió de 27,1 a 31,0ºC. Dentre os

parâmetros hidroquímicos da temperatura foi o mais constante em todos os pontos

durante o período de estudo.

Os valores de pH variaram entre 5,96 a 7,06 nas galerias da Leste-Oeste e

Riacho Maceió. Na galeria do Náutico os valores de pH foram superiores a 7,05 em

todas as medidas, fato, que indica a maior influência marinha (Braga et al., 2000).

As medidas de oxigênio dissolvido ficaram na faixa de 0,15 a 7,06 mg.L-1,

exceto em um pico de 18,60 mg.L-1 em uma das coletas na galeria da Leste-Oeste.

Esta medida variou na galeria da Leste-Oeste de 0,15 a 7,06 mg.L1, Náutico de 2,65

a 6,92 mg.L-1 e Riacho Maceió de 0,15 a 4,32 mg.L-1. Menezes et al. (2003),

encontraram valores similares de oxigênio dissolvido com faixa de 0,33 a 5,02 mg.L-1

para as galerias do Náutico e Riacho Maceió.

Na galeria do Náutico observaram-se as maiores variabilidades da salinidade,

de 0,00 a 35,00, enquanto que as galerias da Leste-Oeste e Riacho Maceió

apresentaram valores variando de 0,00 a 16,6 e 0,00 a 2,7, respectivamente. Este

fato mostra que a galeria do Náutico foi fortemente influenciada pelas águas

marinhas, ou seja, a mais lixiviada.


40

20,0

25,0

30,0

35,0

1ª 2ª 3ª 4ª

Campanhas

Tem

pera

tura

(°C

)

Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

1ª 2ª 3ª 4ª

Campanhas

Oxi

gêni

o di

ssol

vido

(m

g/L)


0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

1ª 2ª 3ª 4ª

Campanhas

Sal

inid

ade


5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

1ª 2ª 3ª 4ª

Campanhas

pH


Figura 9: Medidas de temperatura, oxigênio dissolvido, pH e salinidade das galerias da Leste-Oeste (ponto 1), Náutico (ponto 2) e Riacho Maceió (ponto 3).


41

Menezes et al. (2003), obtiveram valores de pH variando de 6,56 a 9,53 e de

salinidade de 0,00 a 14,00, para as galerias do Náutico e Riacho Maceió. Estudo

similar realizado em Santos (SP), caracterizou os contaminantes que chegavam ao

estuário tanto pelos canais naturais quanto artificiais, observou os valores de

temperatura, pH e salinidade variando de 24,2 a 25,0, 5,70 a 8,50 e 19,35 a 32,28,

respectivamente (Braga et al., 2000). Tais valores assemelham-se com os

resultados obtidos para a galeria do Náutico, que apresentou os maiores valores

para salinidade e pH.

Apenas os valores de pH e salinidade variaram de forma significativa durante

o período de estudo (Tabela 9). Quando se comparam as variações de pH nas

estações de coleta durante o período do estudo, apenas a galeria do Náutico

(M=7,965) apresentou diferença significativa em relação às galerias da Leste-Oeste

(M=6,600; p=0,001) e Riacho Maceió (M=6,461; p=0,001). Em relação à salinidade a

galeria do Náutico (M=21,875) também se diferenciou das galerias da Leste-Oeste

(M=3,557; p=0,001) e Riacho Maceió (M=0,592; p=0,001). Tais resultados

confirmam que a galeria do Náutico foi a mais influenciada por águas marinhas e

mostra que esta lixiviação, provavelmente, é a responsável por menor contaminação

da galeria em relação às demais, como observado nas Figuras 3 e 5 e Tabelas 6 e

8.

Tabela 9: Análise de variância para as variáveis pH e salinidade, durante o período de estudo, nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05.

Variável n F p

pH 32 55,067 0,001

Salinidade 32 17,095 0,001


22 (razão da variância maior sobre a menor); p=0,05 (significância).

Quando correlacionados todos os parâmetros medidos, houve correlação

significativa entre as variáveis hidroquímicas (salinidade e pH) com fósforo,

coliformes termotolerantes e E. coli. Para a salinidade, todas as variáveis tiveram

correlação negativa, ou seja, quando a salinidade aumentava os valores de fósforo,

CT e E. coli diminuiam ou quando a salinidade diminuía os valores de fosfato,

coliformes termotolerates e E. coli aumentavam (Tabela 10). O pH também obteve

correlação significativa em relação à salinidade, fósforo, coliformes termotolerantes

(CT) e E. coli (Tabela 11). A correlação significativa dos parâmetros pH e salinidade


42

com o fosfato, coliformes termotolerantes e E. coli estão diretamente relacionados

com a variação do fluxo da maré e mostram a capacidade das águas marinhas de

lixiviarem as praias contaminadas, mesmo onde na costa de Fortaleza há aporte

constante de água contaminada por esgotamento urbano inadequado.

Tabela 10: Correlação da salinidade com pH, fosfato, coliformes termotolerantes (CT), E. coli e pH em água nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05 e n=32.

Variável r p

PH 0,814 0,001

Log CT -0,785 0,001

Log E. coli -0,674 0,001

Fosfato -0,734 0,001

r= coeficiente de correlação de Pearson; p=0,05 (significância)

Tabela 11: Correlação do pH com salinidade, fosfato, coliformes termotolerantes (CT), E. coli e pH em água nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió para p=0,05 e n=32.

Variável r p

Salinidade 0,814 0,001

Log CT -0,697 0,001

Log E. coli -0,643 0,001

Fosfato -0,726 0,001

r= coeficiente de correlação de Pearson; p=0,05 (significância)

Gauthier (1992), cita a curta duração da sobrevivência de bactérias entéricas

no ambiente marinho. A rápida permanência destas bactérias deve-se aos

chamados fatores antagonistas (temperatura, radiação solar, salinidade, pH etc) e

que representam o fator de autodepuração do ambiente marinho. Porém, deve-se

salientar que mesmo diante da capacidade depurativa do ambiente marinho, a

bactéria pode sofrer adaptação prévia e gradual as condições osmóticas do

ambiente marinho (Rozen & Belkin, 2001).

O aumento da salinidade é um parâmetro importante na redução das

concentrações de fosfato. Vale ressaltar que a média de salinidade nos oceanos é

35, o que significa dizer que 96,5 % representam água pura e 3,5% corresponde aos

componentes inorgânicos dissolvidos. Os componentes principais (concentração

acima de 1 µg mL-1) são representados pelo cloro, sódio, magnésio, enxofre, cálcio e


43

potássio (Silva, 2004). O fluxo da maré eleva a quantidade desses íons e acaba

diluindo as concentrações de fosfato oriundo do runoff escoado pelas galerias, fato

que, foi observado na galeria do Náutico, onde há ocorrência das maiores

salinidades acompanhadas de baixas concentrações do nutriente.

5.3 - Análises dos Metais-traço Cobre (Cu), Chumbo (Pb) e Mercúrio (Hg)

5.3.1- Validação da metodologia utilizada para a de terminação dos teores de

metais-traço em sedimento

A validação da metodologia empregada foi comprovada através da utilização

de um padrão NIST (Standard Reference Material® 1646a-Estuarine Sediment)

certificado para os metais analisados, exceto Hg que possui apenas um valor

estimado.

Todos os metais analisados apresentaram recuperação próxima do valor de

referência (Tabela 12). Fato, que aprova a metodologia empregada para a

determinação dos teores de metais no sedimento de origem antrópica, tendo a

recuperação variando de 75 a 92%.

Tabela 12: Comparação dos resultados obtidos na análise com o valor de referência do padrão NIST 1646a.

Padrão N Valor Certificado (µg.g -1) Rendimento (%)

Cu 3 10,01 ± 0,34 89,0

Pb 3 11,7 ± 1,2 91,9

Hg* 3 0,04 75,0

* Valor não certificado


44

5.3.2- Distribuição de cobre (Cu) no sedimento e ág ua das galerias da Leste-

Oeste, Náutico e Riacho Maceió

Os teores de Cu na água variaram de 0,50 a 2,38 µg.L-1 (galeria da Leste-

Oeste), 0,36 a 16,34 µg.L-1 (galeria do Náutico) e 0,38 a 3,58 µg.L-1 (galeria do

Riacho Maceió), conforme demonstrado na Tabela 6. Sendo que, os maiores valores

foram determinados na galeria do Náutico.

No sedimento, os teores de Cu variaram de 0,35 a 3,57 µg.g-1 (galeria da

Leste-Oeste), 0,17 a 9,64 µg.g-1 (galeria do Náutico) e 0,46 a 1,40 µg.g-1 (galeria do

Riacho Maceió). Estes valores são similares aos teores de Cu no sedimento obtidos

por Maia (2004) na região costeira de Fortaleza, onde os valores variaram de 3,40 a

4,64 µg.g-1 (Tabela 13).

Em estimativa da carga de Cu oriunda de componentes individuais de

automóveis e construções foi calculado o valor de 0,038 kg/ha-ano para a baía de

Santa Mônica (USA), onde 47% foram atribuídos ao desgaste dos freios de

automóveis e 21% a materiais como telha, tijolo e estruturas metálicas (Davis et al.,

2001). A lavagem dessas superfícies pela água das chuvas arrasta quantidades

consideráveis de Cu, via galerias pluviais, para a região costeira.

As concentrações de Cu variaram de forma significativa apenas na água

durante o período do estudo (Tabela 14). Porém, quando se comparou a

variabilidade entre os pontos de amostragem durante as 20 campanhas, apenas os

valores obtidos para a galeria do Náutico (M=3,5875) apresentaram variação

significativa quando comparados aos resultados obtidos nas galerias da Leste-Oeste

(M=1,066; p=0,017) e Riacho Maceió (M=1,269; p=0,030).


apresentaram teores entre 0,23 a 16,34 µg.L-1 de cobre. Tais teores encontram-se

dentro do valor preconizado pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA)

na Resolução nº 357 (2005), que estabelece critérios para águas salobras. O valor

máximo permitido pela legislação é de 0,005 mg.L-1 de Cu, ou seja, as

concentrações encontradas nas galerias estão dentro do valor estabelecido pelo

CONAMA.


45

Tabela 13: Teores de Cu em água (µg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).


Água

(µg.L -1) Sedimento

(µg.g -1) Água


(µg.g -1) Água


(µg.g -1) 1,53 0,91 2,38 0,42 0,52 0,86

- - - - - - - - - - - - - - - - - -

1º

- - - - - - 2,38 3,57 16,34 1,41 1,46 0,82

- - - - - - - - - - - -

1,75 0,86 1,69 1,09 0,92 1,08

2º

1,61 0,80 5,86 0,53 1,17 0,94 1,50 0,75 3,71 9,64 0,89 1,38 0,87 0,54 1,40 0,95 0,38 1,03 0,50 1,07 0,36 1,52 2,80 0,49 1,27 1,02 3,72 0,95 0,85 0,75

3º

0,91 0,70 4,75 0,97 1,21 1,40 0,65 0,46 10,69 1,47 0,38 0,68 1,10 0,38 -- 0,24 3,58 0,56 0,60 0,41 -- 0,23 1,97 1,18 0,53 0,43 -- 0,17 0,56 0,89

4º

* 0,35 * 1,47 * 0,46 - não foi realizada coleta -- galeria seca * a campanha foi realizada

Tabela 14: Análise de variância no Cu em água nas galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió em todo o período de estudo (p=0,05).

Variável n F p

Cobre 32 5,984 0,007




46

5.3.3- Distribuição de chumbo (Pb) no sedimento e á gua das galerias da Leste-

Oeste, Náutico e Riacho Maceió

Os teores de Pb na água variaram de 0,13 a 1,95 µg.L-1 (galeria da Leste-

Oeste), 0,08 a 3,71 µg.L-1 (galeria do Náutico) e 0,08 a 3,64 µg.L-1 (galeria do Riacho

Maceió), conforme dispostos na Tabela 15. Os valores de Pb para RMF são

considerados baixos quando comparados com regiões industrializadas. Porém,

Davis et. al. (2001), encontraram altos níveis de Pb em tijolo e madeira pintada

utilizados na construção civil, ou seja, o runoff de áreas residenciais pode ser

importante fonte de emissão de Pb.

A Tabela 15 apresenta os teores de Pb no sedimento que variaram de 1,41 a

21,73 µg.g-1 (galeria da Leste-Oeste), 1,70 a 4,70 µg.g-1 (galeria do Náutico) e 2,37 a

3,87 µg.g-1 (galeria do Riacho Maceió). Os maiores valores Pb foram encontrados na

galeria da Leste-Oeste, teores que podem ser provavelmente justificados pela

presença de industrias têxteis e processamento de metal na área.

Maia (2004), observou no sedimento que os teores mais elevados de Pb (9,42

a 13 µg.g-1) estavam distribuídos próximo à linha de costa, mostrando que o runoff

urbano é um importante emissor de Pb para a região costeira de Fortaleza.

Davis e colaboradores (2001), quantificaram uma descarga de 0,069 kg

Pb/hab-ano para a baía de Santa Mônica (USA), sendo que 79% do total das

emissões foram oriundas do runoff de construções (paredes, telhado e a estrutura

metálica), corroborando com os resultados obtidos na costa de Fortaleza.

Na orla de Fortaleza, as amostras de água coletadas nas galerias

apresentaram teores faixa de 0,08 a 3,71 µg.L-1 de chumbo. Esta faixa de

concentração está abaixo do valor preconizado pelo Conselho Nacional do Meio

Ambiente (CONAMA) na Resolução nº 357 (2005), que estabelece critérios para

águas salobras. Sendo, 0,01 mg.L-1 de Pb, a concentração máxima permitida pela

legislação.


47

Tabela 15: Teores de Pb em água (µg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).


Água


(µg.g -1) Água


(µg.g -1) Água


(µg.g -1) 0,54 3,08 0,13 2,96 0,89 2,92

- - - - - - - - - - - - - - - - - -

1º

- - - - - - 1,95 9,66 3,11 2,85 0,57 2,76

- - - - - - - - - - - -

1,14 2,08 0,13 2,81 0,19 3,87

2º

0,86 2,11 0,08 2,17 0,43 3,07 1,50 2,62 3,71 4,70 3,64 3,04 0,13 1,70 0,08 2,40 1,31 3,33 0,40 21,73 0,08 2,95 0,65 2,65 0,62 19,00 0,08 2,31 0,73 3,11

3º

0,22 4,89 0,08 3,22 0,37 2,98 0,31 1,53 0,67 2,08 0,27 3,07 0,21 1,88 -- 1,70 0,11 2,45 0,27 1,69 -- 1,77 0,67 3,50 0,74 1,82 -- 1,77 0,08 3,12

4º

* 1,41 * 2,37 * 2,37 - não foi realizada coleta -- galeria seca * a campanha não foi realizada

5.3.4- Distribuição de mercúrio (Hg) no sedimento e água das galerias da

Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió

A Tabela 16 apresenta os teores de Hg na água que variaram de 1,2 a 105,7

ng.L-1 (galeria da Leste-Oeste), 2,6 a 38,6 ng.L-1 (galeria do Náutico) e 4,1 a 150,4

ng.L-1 (galeria do Riacho Maceió).

As galerias da Leste-Oeste e Riacho Maceió apresentaram os maiores

valores para mercúrio em água. Teores elevados de Hg estão ligados a

contaminação existente na bacia de drenagem e podem sugerir a presença de fonte

pontual, como no caso de algumas baías da costa brasileira (Marins et al., 2004) ou

ocorrem em menores proporções devido à descargas antrópicas difusas como no

caso da RMF (Maia, 2004; Marins, 2004). Marins et al. (1999), estimaram entrada de

350 kg. ano-1 de Hg oriundo de runoff urbano para a baía de Sepetiba, que tem bacia

de drenagem de 447 km2 (Molisani et al., 2004)


48

Os teores de Hg no sedimento variaram de 0,7 a 5,6 ng.g-1 (galeria da Leste-

Oeste), 0,9 a 21,4 ng.g-1 (galeria do Náutico) e 0,9 a 21,4 ng.g-1 (galeria do Riacho

Maceió), conforme dispostos na Tabela 16. O valor de background que é de 15 ng.g-

1 (Marins et al., 2004) foi ultrapassado, em todos as galerias, pelo menos uma vez

durante o período de amostragem.

Neste estudo, as concentrações de Hg determinadas foram similares aos

teores encontrados por Maia (2004), que obteve valores em sedimento variando de

0,7 a 17,5 ng.g-1, próximo à linha de costa da região metropolitana de Fortaleza

(RMF).

A Resolução nº 357 (2005) do Conselho Nacional do Meio Ambiente

(CONAMA) estabelece critérios para o lançamento de efluentes, onde o valor

máximo permitido pela legislação é de 0,0002 mg.L-1 de Hg. Nas amostras de água

coletadas, nas saídas das galerias pluviais, os teores ficaram na faixa de 1,2 a 150,4

ng.L-1 de mercúrio. Tais teores encontram-se abaixo do valor máximo preconizado

pelo CONAMA.

Tabela 16: Teores de Hg em água (µg.L-1) e sedimento (ng.g-1) das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).


Água

(ng.L -1) Sedimento

(ng.g -1) Água

(ng.L -1) Sedimento

(ng.g -1) Água

(ng.L -1) Sedimento

(ng.g -1) 21,2 0,9 12,3 0,9 64,5 21,4

- - - - - - - - - - - - - - - - - -

1º

- - - - - - 4,3 2,6 19,6 0,9 13,1 4,5 - - - - - - - - - - - -

33,8 2,7 23,3 0,9 25,1 4,5

2º

92,3 2,7 38,6 21,4 7,1 4,5 85,7 2,7 6,9 9,8 47,1 2,7 1,2 0,9 2,6 0,9 52,0 8,0

17,2 2,7 11,5 0,9 4,07 0,9 1,8 4,5 5,2 0,9 74,0 4,5

3º

1,4 0,7 32,8 0,9 5,49 4,5 7,1 3,1 12,7 3,1 150,4 6,2

13,2 5,6 -- 3,1 5,4 5,0 105,7 5,6 -- 3,1 87,0 6,9

1,9 5,0 -- 5,0 101,5 6,2

4º

10,1 4,4 2,7 5,6 66,4 5,3 - não foi realizada coleta -- galeria seca


49

5.4- Análises de Fosfato

5.4.1- Validação da metodologia utilizada para a de terminação dos teores de

fósforo em sedimento

A validação da metodologia empregada, na determinação dos teores de P no

sedimento, foi comprovada através da utilização do padrão NIST (Standard

Reference Material® 1646a-Estuarine Sediment). A Tabela 17 apresenta os valores

de recuperação de fósforo no padrão utilizado.

Tabela 17: Comparação dos resultados obtidos na análise com o valor de referência do padrão NIST1646a.

Padrão n Valor Certificado (%) Rendimento (%)

P-PO4 6 0,027± 0,001 96,30

5.4.2- Distribuição do fosfato (P-PO 4-3) na água e sedimento das galerias da

Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió

A Tabela 18, mostra a variação dos teores de P-PO4-3 na água que foi de 0,30

a 1,10 mg.L-1 (galeria da Leste-Oeste), <0,01 a 0,94 mg.L-1 (galeria do Náutico) e

0,30 a 1,32 mg.L-1 (galeria do Riacho Maceió).

Esteves (1998), cita as chuvas como fonte significativa de fosfato e nitrogênio.

Sendo que, o aporte varia de uma região para outra e é influenciado fortemente

pelas condições meteorológicas. O autor afirma que a concentração média de

fosfato na água da chuva pode variar de 10 a 680 mg. m-3. Estes dados permitem o

cálculo do aporte de fósforo de 544 kg.km-2 por ano via atmosfera para o ciclo global

de fósforo.

A distribuição do fósforo no sedimento variou de 1,23 a 47,35 µg.g-1 (galeria

da Leste-Oeste), 0,17 a 55,45 µg.g-1 (galeria do Náutico) e 18,94 a 60,09 µg.g-1

(galeria do Riacho Maceió), conforme dispostos na Tabela 18.

Moreira & Boaventura (2003), em estudos realizados na bacia do Lago

Paranoá (Distrito Federal), destacaram os maiores teores obtidos nas amostras no

ponto que sofria influência do lançamento dos efluentes da estação de tratamento de


50

esgoto. Fato, que contribuía para a eutrofização do ambiente, uma vez que, o

fósforo é um dos principais responsáveis por desencadear esse processo.

As concentrações de P-PO4-3

variaram de forma significativa apenas na água

durante o período do estudo (Tabela 19). No entanto, quando se comparou a

variabilidade entre os pontos de amostragem durante as 20 campanhas, apenas os

valores obtidos para a galeria do Náutico (M=3,5875) se diferenciaram de forma

significativa em relação aos resultados obtidos nas galerias da Leste-Oeste

(M=0,870; p=0,000) e Riacho Maceió (M=0,860; p=0,000).


apresentaram teores entre <0,01 a 1,32 mg.L-1 de fosfato. Na maioria das

campanhas os teores excederam o valor preconizado pelo Conselho Nacional do

Meio Ambiente (CONAMA) na Resolução nº 357 (2005), que estabelece critérios

para águas salobras, onde o valor máximo permitido pela legislação é de 0,124

mg.L-1 de fósforo total.

Tabela 18: Distribuição de P-PO4

-3 na água (mg.L-1) e sedimento (µg.g-1) das galerias pluviais da Leste-Oeste, Náutico e Riacho Maceió (1º e 3º ciclos- período chuvoso; 2º e 4º ciclos- período seco).


Água

(mg .L-1) Sedimento

(µg.g -1) Água

(mg.L -1) Sedimento

(µg.g -1) Água

(mg.L -1) Sedimento

(µg.g -1) 0,97 47,35 0,25 32,46 0,44 30,22

- - - - - - - - - - - - - - - - - -

1º

- - - - - - - 35,96 - 40,85 - 55,96 - - - - - - - - - - - -

1,07 10,13 0,13 0,17 0,57 18,94

2º

1,10 32,68 0,30 4,79 0,86 42,42 0,76 24,49 0,28 34,21 0,78 42,33 0,30 12,93 0,01 23,96 0,30 37,14 0,74 22,51 0,00 21,09 0,99 26,74 0,77 21,99 0,12 26,48 1,14 36,61

3º

0,77 11,75 0,01 18,59 0,83 42,85 0,95 19,28 0,87 37,93 0,52 40,67 0,97 13,93 -- 4,49 0,90 31,58 1,06 44,68 -- 51,45 1,23 60,09 0,99 14,05 -- 55,61 1,32 51,40

4º

0,97 18,51 0,94 44,33 1,30 40,79 - não foi realizada coleta -- galeria seca


51

Tabela 19: Análise de variância no fosfato (P-PO4-3) em água nas galerias pluviais da Leste-Oeste,

Náutico e Riacho Maceió para p=0,05. Variável N F p

Fosfato 32 14,875 0,001



5.5- Avaliação dos parâmetros abióticos e bióticos para a qualidade da

balneabilidade das águas pluviais que são drenadas para a orla de Fortaleza

A determinação da concentração de um parâmetro abiótico (fosfato), em

paralelo com a enumeração de coliformes termotolerantes (biótico), caracterizou a

emissão de esgoto ao longo da costa de Fortaleza de forma mais abrangente e

permanente. Na correlação entre fosfato e coliformes termotolerantes (Figura 10),

valores de fosfato se correlacionam com os NMP de CT. Observa-se através da

Figura 10 que somente duas amostras, das vinte coletadas, estão no limiar do

máximo permitido pela legislação do CONAMA para NMP de CT, embora várias

amostras estejam abaixo do limite de P-PO4-3. Assim, estes dois parâmetros

apresentam sensibilidade adequada ao monitoramento da balneabilidade e pode ser

obtida uma equação desta correlação estatisticamente significativa (p=0,05), onde a

partir de uma dada medida de fosfato estará relacionado um NMP de CT para águas

pluviais da orla de Fortaleza.

Esta relação entre os teores de fosfato e NMP de CT para a região de estudo

é dada pela equação:

O uso desta relação pode diminuir o custo do monitoramento de áreas onde

ainda não se conhece a adequação para a balneabilidade, podendo ser utilizada

como análise preliminar a partir da qual será avaliado, se necessário, o

monitoramento ou não dos NMP de CT.

C log NMP de CT = 2,2791. CPO4 + 4,8299


52

y = 2,2791x + 4,8299

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

0,0 0,5 1,0 1,5

P-PO4

Log

CT

Figura 10: Correlação da densidade de coliformes termotolerantes (CT) e concentração de P-PO4 na água.

Por exemplo, o investimento inicial de reagentes para análise de fosfato,

através da técnica espectrofotométrica, é em média R$ 14,00 por amostra. Porém, o

custo da análise microbiológica chega a R$ 50,00 por amostra, que inclui os meios

de cultura e os reagentes utilizados na realização das provas bioquímicas. Este valor

é incrementado pelo número de determinações necessárias para a estimativa de

NMP de CT que são no mínimo cinco por ponto, enquanto que para parâmetro

físico-químico duplicatas ou triplicatas de amostras são consideradas réplicas

adequadas.

Log CT limite CONAMA

P-PO4 limite CONAMA

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