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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
INSTITUTO DE QUÍMICA
PRODUÇÃO DE HgORGÂNICO EM SEDIMENTOS
TROPICAIS A PARTIR DO Hg0: EXPERIMENTOS EM
MICROCOSMOS
Márcia Cristina Bisinoti
Campinas
Julho/2002
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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
INSTITUTO DE QUÍMICA
PRODUÇÃO DE HgORGÂNICO EM SEDIMENTOS
TROPICAIS A PARTIR DO Hg0: EXPERIMENTOS EM
MICROCOSMOS
Márcia Cristina Bisinoti
Orientador: Prof. Dr. Wilson de Figueiredo Jardim
Dissertação apresentada ao Instituto de
Química da Universidade Estadual de
Campinas - SP - UNICAMP, como parte
dos requisitos para a obtenção do título
de Mestre em Química, na área de
Analítica.
Campinas
Julho/2002
iii
À Deus o autor da vida, que me escolheu comofilha muita amada. Se não fosse por Ele a história de minha vida não existiria.
vii
À meus queridos pais Hilário e Maria Améliaque me deram a vida e são os verdadeirosresponsáveis por eu estar aqui.À meu querido irmão Márcio, pois nos momentos em que me senti triste edesanimada, consegui recuperar minhas forças, pois o amo muito.
ix
AGRADECIMENTOS
��Em especial ao Prof. Dr. Wilson Jardim, pela orien ação segura, paciência, amizade
dedicação e palavras de incen ivo, que sempre me fizeram prosseguir.
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��Ao professor Dr. Pedro Sérgio Fadini por toda a paciência e pelas dicas preciosas
��Aos professores Domingues (Bioquímica), Tuca, Anne Hélène, Célio, Duran Ivo,
Jarbas e Lauro Kubotta, por todo auxílio para realização deste traba ho.
��Ao órgão financiador FAPESP (Fundação de Amparo e Pesquisa do Estado de São
Paulo) pela bolsa concedida e incentivo financeiro fornecido.
��Aos assessores científicos da FAPESP pelo apoio durante a execução deste traba ho
��Aos amigos do LQA (Laboratório de Química Ambiental) e GIA (Grupo de
Ins rumen ação e Automação): Andrea, Carlos Furtado, Carlos Fidélis, Daniela,
Canela, Celeste, Claudete, Claúdia, Edna, Efigênia, Eme som (Simone), Eraldo,
Eliane, Fabiano, Flávia, Fernanda Almeida, Fernanda, Fernandão, Fernandinho,
G slaine, Gilberto, Gilmar, Heronides Isadora, Ismael, Jackson Márcia (Ivo), Marco,
Mariângela, Ma eus, Patrícia, Sérgio, Silvia, Xao-Lin pela convivência agradável que
torna o trabalho ma s prazeroso,
��A Edna por todas as sugestões.
��Ao Ismael pela figura 3 1
��A Patrícia pelas análises realizadas.
��Aos pro essores da UEL, em espec a a Maria Jose a, Sônia Gimenez Dilson, Dionísio,
Rení e Galão por todo apoio e incen ivo.
��Ao pessoal da CPG, especialmente à Bel e o And é, pela competência em lidar com a
parte burocrática.
��A todos os funcionários do IQ, em especial ao Fon ana, Marcos, Mario, pessoal do
almoxarifado, central analítica e patrimônio.
��Ao Instituto de Química pelas facilidades e oportunidades.
��Ao Altair, pelo companheirismo e apoio nos momentos em que mais precisei.
xi
��Ao pessoal do Grupo de Oração Beraká da UNICAMP que se realiza todas as 3as
feiras das 12:30 as 13:30 hs no CB-1 ao pessoa do Grupo de Oração Nau em Alto Mar
que se realiza todas as 4
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as feiras das 20:45 as 21:15 no CB-14 e ao pessoal da pasto al
universitária, por toda a amizade e companheirismo.
��A todos meus amigos de Londrina e ao pessoal do Grupo de Oração Vida e Paz.
��Aos meus amigos (as) Eliane, Irene, Gilvane e Fabiana (Lins), Geraldo (Bragança),
Carlos (Bragança), Rogério (SJRP), Ede son (Várzea Paulista), por toda a amizade e
companheirismo.
��A família do Wilson e Wesley que me acolheram em Campinas.
��A minha prima Raquel pela ajuda.
��Aos pro essores Elzi e Malridez e a Devaner e Ero ildes, que colaboraram para que
eu pudesse estudar.
��A m nhas tias e em especial a Aparecida, Lourdes Cristina e Maria.
��A minhas p imas e em especial a Eliane, Gislaine e Simone.
��Enfim, à todos aqueles que diretamen e ou indiretamente contribuíram para este
trabalho.
xii
Currículo
Formação superiorBacharelado em Química – Universidade Estadual de Londrina – UEL. 1996-1999.
Resumos em congressos:1. Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N.; Mourinõ, R. O; Oliveira, G.R; Bisinoti, M.C.;
Paschoal, F.M.M.; Interação de íons Cu (II) com amostras do Lago Igapó de
Londrina, 21ª Reunião da SBQ, Maio/1998, Poços de Caldas, M.G.; resumo aceito
para apresen ação de painel.t
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2. Bisinoti, M.C.; Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N.; Determinação de Parâmetros físico-
químicos nas amostras de água da Rede Hidrográfica de Londrina VII Encontro de
Iniciação Científica, UEM/1998, Maringá.; resumo aceito para apresentação oral.
3. Bisinoti, M.C.; Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N.; Paschoal, F.M.M.; Influência da
Urbanização sobre os recursos Hídricos, VI Encontro de Química da Região Sul,
UEM/1998, Maringá.; resumo aceito para apresen ação de painel.
4. Bisinoti, M.C.; Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N.; Paschoal, F.M.M.; Figueiredo, E.S.;
Paes, M.A A; Lobo, R. R. Metais na Bacia Hidrográfica de Londrina-Pr, XXII Reunião
Anual da Sociedade Brasileira de Química Maio/1999, Poços de Caldas, M.G.; resumo
aceito para apresen ação oral.
5. Bisinoti, M.C.; Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N.; Figueiredo, E.S.; Paes, M.A A;
Lobo, R. R. Estudo Comparativo sobre a Interação da Matéria Orgânica com Íons Cu
(II) entre dois compartimentos: Sedimento e Água na Bacia Hidrográfica do Rio
Tibagi, XXII Reunião Anual da Sociedade Brasileira de Química Maio/1999, Poços de
Caldas, M.G.; resumo aceito para apresen ação de paine .
xiii
6. Bisinoti, M.C.; Yabe, M. J. S.; Gimenez, S. M. N. Influência de Metais na Rede
Hidrográfica de Londrina – Pr VIII Encontro de Iniciação Científica, UNIOESTE/1999,
Cascável.; resumo aceito para apresen ação oral.t
t
7. Bisinoti, M.C; Gimenez, S.M.N.; Kamizake, N.K.K. Efeitos do pH na disponibilidade de
nutrientes para mudas de alfaces cultivadas em solução nutritiva, XVI Semana da
Química, 25/08/1999, Londrina, Pr, apresen ação oral.
8. Bisinoti, M. C.; Yabe, M. J. S.; Solci, M. C.; Martins, L. D.; Paschoal, F. M. M.; Fontes
de íons Potencialmente Contaminantes da Rede Hidrográfica de Londrina-Pr, 10º
ENQA, agosto/setembro/1999, Santa Maria, RS.
9. Bisinoti, M. C. e Jardim, J. F. Determinação de mercúrio orgânico em amostras
ambientais, apresentado na XXIV Reunião Anual da Sociedade Brasileira de Química,
Maio/2001, Poços de Caldas, MG; resumo aceito para apresentação de painel.
10. Bisinoti, M. C. e Jardim, J. F. A metilação de mercúrio a partir do substrato Hg (0)
em condições aeróbias e anaeróbias, apresentado no 11º ENQA, setembro/2001,
Campinas, SP, resumo aceito para apresentação de painel e oral em seção
coordenada.
11 Bisinoti, M. C., Rossi, A V.; Rath, S. e Kubota, L. T. Dificuldades das aulas de
química analítica clássica: constatações e diretrizes para ações reparadoras,
apresentado no 11º ENQA, setembro/2001, Campinas, SP, resumo aceito para
apresentação de painel.
12 Bisinoti, M. C. e Jardim, J. F. Determination of organic mercury in water and
sediments of Amazonian lakes, apresentado na 6th International Conference of
xiv
mercury as Global Pollutant, october/2001, Minamata, Japan, resumo aceito para
apresentação de painel.
13 Bisinoti, M. C. e Jardim, J. F. Avaliação da eficiência da análise de mercúrio orgânico
em água e sedimento, apresentado no IX Encontro de Química da Região Sul,
novembro de 2001, Londrina, PR, resumo aceito para apresentação de painel.
14 Bisinoti, M. C. e Jardim, J. F. Problemas analíticos encontrados na avaliação das
taxas de metilação abióticas de Hg (0), apresentado no XXV Reunião Anual da
Sociedade Brasileira de Químical, maio de 2002, Poços de Caldas, MG, resumo
aceito para apresentação de painel
Cursos
Como Redigir Artigos Científicos Entidade: Departamento de Bioquímica da Universidade
Estadual de Londrina, no Período: set/1999 Carga horária: 16 hs
Especiação Iônica de Nutrientes e Metais Pesados em Soluções Aquosas Entidade:
Instituto Agronômico de Campinas/IAC Período: 27 e 28/08/2000 Carga horária: 16
horas.
Introdução ao Spring: Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais/ INPE Período: 06 a
10/05/2002 Carga horária: 40 horas.
Prêmio
Contemplada com uma Láurea Acadêmica devido ao excelente desempenho durante a
graduação, com média acumulada de 9,3.
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xvi
RESUMO
PRODUÇÃO DE HgORGÂNICO À PARTIR DO Hg0 EM SEDIMENTOS
TROPICAIS: EXPERIMENTOS EM MICROCOSMOS
Este trabalho teve por objetivo estimar a produção de Hgorgânico a partir de Hg0 em
água e sedimento sob condições aeróbias e anaeróbias. A quantificação de Hgorgânico
em água e sedimento foi realizada a partir da adaptação e melhoria de procedimentos
conhecidos, seguidos da quantificação por Espectrometria de Fluorescência Atômica do
Vapor Frio (CVAFS). Foram montados seis microcosmos com água e sedimento, sendo
que quatro deles permaneceram em condições bióticas e dois em condições iniciais
abióticas. Para cada condição, foi mantido um meio aeróbio e outro anaeróbio, os quais
foram contaminados com 0,1 % (m/m) de Hg0. Realizou-se o acompanhamento de pH,
EH, Carbono Orgânico Dissolvido, Mercúrio Dissolvido Gasoso, Hgreativo, Hgtotal e
Hgorgânico na fase aquosa do microcosmo. Foi realizado no início e final do
experimento a determinação de Hgtotal, Hgorgânico e análise elementar (CHN) no
sedimento. O estudo de interferentes mostrou que a extração de Hgorgânico na
presença de 0,0 a 20,0 ng L-1 de Hg2+, 700 ng L-1 de Hg0 e 0,0 a 30,0 mg L-1 de ácido
húmico, não geram artefatos positivos. Os testes de recuperação de metilmercúrio
variaram entre 90,0 e 110,0% para as amostras de água e entre 57 e 110% para as
amostras de sedimento. A taxa de produção de Hgorgânico foi maior em meio biótico e
condição anaeróbia, apresentando um valor de 617 �g kg-1 dia-1 no sedimento em base
seca. A avaliação abiótica da produção de Hgorgânico não foi possível devido às
alterações nas características do microcosmo. Determinou-se também Hgorgânico em
amostras de águas coletadas na Bacia do Rio Negro em campanha realizada em Janeiro
de 2002. Observou-se que em águas brancas na Bacia do Rio Negro, a concentração de
Hgorgânico é da ordem de 2,5% do estoque de Hgtotal frente a 10% para águas
pretas. Conclui-se que o Hg0 pode ser um bom substrato para a produção de
Hgorgânico em ambientes tropicais.
xvii
xviii
ABSTRACTPRODUCTION OF ORGANIC MERCURY FROM Hg0 IN TROPICAL
SEDIMENTS: MICROCOSMS EXPERIMENTS
The goal of this work was to evaluate the production of organic mercury from the Hg0 in
water and sediment under aerobic and anaerobic conditions. The quantification of
organic mercury in water and sediment was accomplished by the adaptation and
improvement of well-known procedures, followed by the quantification using Cold Vapor
Atomic Fluorescence Spectrometry (CVAFS). Six different microcosms containing water
and sediment were prepared, four of which were kept in biotics conditions and two in
abiotics conditions. For each condition, one of the microcosm was maintained under
aerobic and the other under anaerobic condition, and both were contaminated with
0,1% (w/w) of Hg0. In the aqueous phase of the microcosms, the following parameters
were monitored: pH, EH, Dissolved Organic Carbon, Gaseous Dissolved Mercury,
Reactive Mercury, Total Mercury and Organic Mercury. At the beginning and the end of
the experiment in the sediment, Total Mercury, Organic Mercury and Elementary
Analysis (CHN) were measured and compared. The study of the interferents showed
that the extraction of organic mercury in water samples containing 0.0 at 20.0 ng L-1 of
Hg2+, 700 ng L-1 of Hg 900 and 0.0 at 30.0 ng L-1 of humic acid, does not produce
positive artifacts. Average recovery values of methylmercury varied between 90.0 and
110.0% for water samples, and between 57.0 and 110.0% for sediment samples. The
production rate of organic mercury was larger under both biotic and anaerobic condition
where the sediment produced 617 �g kg-1 day-1 (dry sediment). The evaluation of the
production of organic mercury in abiotic condition was not possible due to drastic
changes in the characteristics of the microcosm. The organic mercury was measured in
water samples of Negro river basin collected in January/2002. Moreover, it was
observed that in white waters in the Negro river basin, the concentration of organic
mercury reaches 2.5% of Hgtotal compared with 10% for black waters in the same
basin. It can be concluded that the Hg0 can be a good substrate for the production of
organic mercury in tropical environments.
xix
xx
ÍNDICE
Lista de figuras................................................................................. xxv
Lista de tabelas................................................................................. xxix
Lista de abreviaturas......................................................................... xxxi
1. Introdução..................................................................................... 3
2. Revisão bibliográfica....................................................................... 6 2.1 O elemento mercúrio................................................................................. 6 2.2 O metilmercúrio ......................................................................................... 7 2.2.1 Conseqüências de repercussão ambiental........................................................ 8 2.3 Mercúrio em ambientes naturais.................................................................. 9 2.4 O ciclo do mercúrio..................................................................................... 10 2.5 Metilação e desmetilação..................................................................... 12 2.5.1 Aspectos gerais.............................................................................................. 12 2.5.2 Mecanismos de formação de metilmercúrio....................................................... 13
2.5.3 Metilação abiótica............................................................................................ 15 2.5.4 Produtos da desmetilação................................................................................ 16 2.5.5 Desmetilação................................................................................................... 16 2.5.6 Fatores que influenciam a metilação................................................................. 17 2.6 Métodos analíticos para quantificação de metilmercúrio................................. 23
2.6.1 Extração de metilmercúrio e mercúrio inorgânico............................................. 23 2.7 O mercúrio e a Bacia do Rio Negro, Amazônia............................................. 263. Parte experimental......................................................................... 31 3.1 Instrumentos e materiais utilizados............................................................. 31 3.2 Soluções e reagentes................................................................................. 32
3.2.1 Soluções e reagentes empregados para determinação de mercúrio total e reativo........................................................................................................ 32
3.2.2 Soluções e reagentes empregados para determinação de Hgorgânico em águas e sedimentos..................................................................................... 33
3.2.3 Soluções e reagentes empregados para determinação de carbono orgânicototal........................................................................................................... 34
3.3 Desenvolvimento experimental................................................................... 343.3.1 Limpeza das vidrarias destinadas às análises das várias formas de mercúrio
em água e sedimento.................................................................................. 34 3.3.2 Frascos, coleta e preservação das amostras destinadas à determinação de
carbono orgânico total................................................................................. 36 3.3.3 Quantificação de mercúrio reativo e total....................................................... 36
3.3.4 Quantificação de metilmercúrio por CVAFS .................................................... 38 3.3.5 Quantificação de mercúrio orgânico em amostras de águas, utilizando o
metilmercúrio como modelo......................................................................... 39 3.3.5.1 Estudos dos interferentes.................................................................. 40
xxi
3.3.5.2 Análise de Hgorgânico em amostras de água coletadas em campanha para a Bacia do Rio Negro, Amazônia, no período de 24/01/02 a 04/02/02.......................................................................................... 42
3.3.6 Quantificação de Hgorgânico em amostras de sedimentos, utilizando o metilmercúrio como modelo......................................................................... 43
3.3.7 Recuperação de Hgorgânico em amostras de águas e sedimentos.................... 443.3.8 Quantificação de carbono orgânico................................................................. 443.3.9 pH.............................................................................................................. 453.3.10 EH (Potencial redox).................................................................................... 453.3.11 Análise elementar no sedimento................................................................... 453.3.12 Determinação do teor de umidade nos sedimentos........................................ 453.3.13 Quantificação de CO2................................................................................... 46
3.4 Experimentos em microcosmos................................................................... 463.4.1 Microcosmos exploratórios em condições bióticas............................................ 473.4.2 Condições bióticas......................................................................................... 483.4.3 Condições abióticas....................................................................................... 48
4. Resultados e discussões................................................................. 51 4.1 Métodos de quantificação utilizados........................................................... 51 4.1.1 Cálculo do limite de detecção......................................................................... 54 4.2 Extração e recuperação de Hgorgânico de amostras de águas..................... 56 4.3 Estudos dos interferentes.......................................................................... 60
4.3.1 Avaliação da eficiência de extração de mercúrio orgânico, na presença de Hg2+......................................................................................................... 60
4.3.2 Avaliação da eficiência de extração de mercúrio orgânicoem uma amostracontendo Hg0............................................................................................ 62
4.4 Quantificação do mercúrio orgânico em amostras de sedimentos, utilizandoo metilmercúrio como modelo................................................................... 62
4.4.1 Determinação de mercúrio orgânico em amostras de sedimentos.................. 65 4.4.2 Avaliação do efeito da extração de mercúrio orgânico em águas na presença
de Hg2+ e ácido húmico............................................................................. 674.5 Resultados dos microcosmos.................................................................... 68
4.5.1 Microcosmos preliminares em condições bióticas.......................................... 68 4.5.2 Microcosmos finais em condições bióticas.................................................... 72
4.5.2.1 Variação dos parâmetros na fase aquosa dos microcosmos 3 e 4............... 76 4.5.3 Resultados dos microcosmos em condições abióticas.................................... 80 4.6 Normalização dos resultados dos microcosmos........................................... 83 4.6.1 Normalização com relação a massa de sedimento seco................................. 83 4.6.2 Normalização com relação a quantidade de carbono orgânico presente no
sedimento.............................................................................................. 85 4.7 Taxa de produção de Hgorgânico............................................................... 86 4.8 Análise de Hgorgânico em amostras de água coletadas em expedição na
Bacia do Rio Negro, Amazônia, no período de 24/01/02 a 04/02/02............ 90
xxii
4.8.1 Resultados obtidos de Hgorgânico nas amostras coletadas no IgarapéArupiaú.................................................................................................... 91
4.8.2 Resultados obtidos de Hgorgânico nas amostras coletadas no Lago Iara........ 92 4.8.3 Resultados obtidos de Hgorgânico nas amostras coletadas no Rio Branco e
Lago Araçá............................................................................................... 95 4.8.4 Recuperação do metilmercúrio adicionado nas amostras coletadas na Bacia
do Rio Negro............................................................................................ 96 4.8.5 Porcentagem de Hgorgânico encontrado nas amostras de água da Bacia do
Rio Negro................................................................................................. 975. Conclusões.................................................................................... 99
6. Perspectivas para trabalhos futuros................................................. 103
7. Referências bibliográficas............................................................... 105
8. Ensaios de proficiência do LQA para determinação de Hgtotal........... 132
xxiii
xxiv
LISTA DE FIGURAS
Figura 2.1 Ciclo do mercúrio em ambientes naturais......................................... 14
Figura 2.2 Reações de metilação que ocorrem em ambientes aeróbios e
anaeróbios.................................................................................... 17
Figura 3.1 Diagrama do sistema para detecção de Hg0 usando espectrofotômetro
de fluorescência atômica do vapor frio............................................ 42
Figura 3.2 Ilustração de montagem dos microcosmos em meio aeróbio e
anaeróbio...................................................................................... 51
Figura 4.1 Curva analítica para quantificação de mercúrio reativo, por redução de
Hg2+ com cloreto estanoso, utilizando-se frasco extrator (LD = 0,2
ng L-1 como descrito no item 4.1.1).................................................... 57
Figura 4.2 Curva analítica para quantificação de MDG, obtida por injeção de 0,0;
10,0; 20,0; 30,0; 40,0; 50,0; 60,0; 70,0; 80,0; 90,0 e 100,0 �L de
vapor saturado de mercúrio (0), a 26 ºC, como descrito por Dumarey
et alii (1985).................................................................................... 58
Figura 4.3 Resposta do CVAFS frente à adição de 0,5; 1,0 e 1,5 mL de cloreto de
bromo 0,2 mol L-1 na destruição de 0,0; 5,0; 10,0; 20,0 e 30,0 ng L-1
de metilmercúrio (tempo de reação de 30 minutos)............................ 59
Figura 4.4 Curva analítica para quantificação de metilmercúrio, por oxidação com
BrCl e redução com cloreto estanoso, utilizando-se frasco extrator
(LD=2,0 ng L-1, calculado como descrito em 4.1.1).............................. 60
Figura 4.5 Recuperação de metilmercúrio na fase orgânica, teste de evaporação do
CH2Cl2, à temperatura ambiente..................................................... 62
Figura 4.6 Estudo da recuperação de mercúrio orgânico, a partir da adição de 0,0;
5,0; 10,0; 15,0 e 20,0 ng L-1 de metilmercúrio, em uma amostra de
água natural do Rio Negro.................................................................. 64
xxv
Figura 4.7 Relação entre as respostas de Hgorgânico nas amostras de água do Rio
Negro, para adição de 0,0; 5,0; 10,0; 15,0 e 20,0 ng L-1 de
metilmercúrio, frente ao padrão analítico........................................... 65
Figura 4.8 Estudo da interferência de Hg2+ no processo de extração de mercúrio
orgânico com cloreto de metileno em água para adição de 0,0; 5,0;
10,0 e 20,0 ng L-1 de Hg2+. As determinação foram realizadas em
duplicata. (a) Resposta da concentração de Hg2+ extraível pela fase
orgânica. (b) Resposta da concentração de Hg2+ que permaneceu na
fase aquosa....................................................................................... 67
Figura 4.9 Relação entre as respostas de Hgtotal na fase aquosa de amostra de
água ultrapura, para adição de 0,0; 5,0; 10,0 e 20,0 ng L-1 de Hg2+,
frente ao padrão analítico de Hg2+ nas mesmas concentrações........... 67
Figura 4.10 Curva analítica para quantificação de metilmercúrio, após destruição
com cloreto de bromo e redução com cloreto estanoso, utilizando-se
frasco lavador (sendo � e a duplicata de cada ponto)....................... 69
Figura 4.11 Estudo da recuperação de mercúrio orgânico, após extração do
metilmercúrio adicionado no sedimento (� e são os valores de
replicatas)..................................................................................... 70
Figura 4.12 Relação entre as respostas de Hg orgânico extraído no sedimento do
Lago Calado, para adição de 0,00; 0,25; 0,50; 1,00 e 2,00 ng de
metilmercúrio, frente ao padrão analítico......................................... 70
Figura 4.13 Correlação entre a concentração de a) Hg orgânico e b) Hgtotal, com
relação a profundidade, em sedimento do Lago Iara........................ 71
Figura 4.14 Estudo da recuperação de Hg2+ na fase orgânica em amostra de água
deionizada após adição de ácido húmico e Hg2+............................... 74
xxvi
Figura 4.15 Variação das concentrações das espécies de Hg na fase aquosa dos
microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente , para as condições
aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias
(relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados
com sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical) contmainados
com 0,1 % (m/m) de Hg0 .............................................................. 81
Figura 4.16: Variação das concentrações das espécies de Hg no sedimento dos
microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente , para as condições
aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias
(relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados
com sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical) contmainados
com 0,1 % (m/m) de Hg0 .............................................................. 82
Figura 4.17 Formação de a) Hg orgânico e b) Hgreativo em função do tempo para
a fase aquosa dos microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente,
para as condições aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0)
e anaeróbias (relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram
montados com sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical)
contmainados com 0,1 % (m/m) de Hg0 ........................................... 83
Figura 4.18 Comportamento dos parâmetros a) MDG e b) perda instantânea de
mercúrio gasoso por evasão em função do tempo para a fase
aquosa dos microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente, para
as condições aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e
anaeróbias (relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram
montados com sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical)
contmainados com 0,1 % (m/m) de Hg0 ........................................ 84
xxvii
Figura 4.19 Comportamento dos parâmetros a) EH e b) pH em função do tempo
para a fase aquosa dos microcosmos, após 33 e 29 dias
respectivamente, para as condições aeróbias (relação água:
sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação água: sedimento
seco de 6,2:1,0). Esses foram montados com sedimentos do Lago
Iara – AM (região tropical) contmainados com 0,1 % (m/m) de Hg0
.................................................................................................... 84
Figura 4.20 Comportamento dos parâmetros a) carbono orgânico dissolvido e b)
Hg total em função do tempo para a fase aquosa dos microcosmos,
após 33 e 29 dias respectivamente, para as condições aeróbias
(relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação
água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados com
sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical) contmainados com
0,1 % (m/m) de Hg0 ..................................................................... 85
Figura 4.21 Distribuição dos valores normalizados de Hgorgânico no sedimento
com relação a carbono orgânico........................................................ 92
Figura 4.22 Variação dos parâmetros determinados em vários pontos do Igarapé
Arupiaú, sendo OD, oxigênio dissolvido; T, temperatura; COT,
carbono orgânico total e CO2, dióxido de carbono........................... 97
Figura 4.23 Variação das espécies de Hg ao longo do Igarapé Arupiaú................... 98
Figura 4.24 Variação temporal na concentração de Hgorgânico e matéria orgânica
(COT), no Lago Iara........................................................................ 99
Figura 4.25 Variação temporal de todos os parâmetros analisados no Lago Iara..... 99
Figura 4.26 Variação da concentração das espécies de Hg analisadas no Lago Iara
para a) perfil temporal e b) perfil espacial, para coleta realizada em
Janeiro/2002................................................................................. 100
xxviii
LISTA DE TABELAS
TABELA 2.1 Emissões de mercúrio para o ambiente.......................................... 30
TABELA 4.1Valores obtidos na leitura de 10 brancos de Hgorgânico e
parâmetros da curva analítica obtida para o mesmo dia.................. 61
TABELA 4.2 Dados obtidos no experimento de extração de Hgorgânico após
adição de metilmercúrio à uma amostra de sedimento do Lago
Calado (LC) e dados obtidos para uma curva analítica com os
mesmos padrões......................................................................... 69
TABELA 4.3 Concentrações das duplicatas de Hgtotal e Hgorgânico em
sedimentos oriundos de vários lagos brasileiros. Resultados de
duplicatas realizadas.................................................................. 64
TABELA 4.4 Concentrações de alguns parâmetros na fase aquosa do
microcosmo no início e final do experimento, 27 e 23 dias para o
meio aeróbio e anaeróbio, respectivamente................................. 76
TABELA 4.5 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento do microcosmo
no início e final do experimento, 27 e 23 dias para o meio aeróbio
e anaeróbio, respectivamente..................................................... 77
TABELA 4.6 Concentrações de alguns parâmetros na fase aquosa do
microcosmo no início e final do experimento 33 e 29 para o meio
aeróbio e anaeróbio, respectivamente......................................... 79
TABELA 4.7 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento do microcosmo
no início e final do experimento 33 e 29 dias para o meio aeróbio e
anaeróbio, respectivamente.......................................................... 80
TABELA 4.8 Concentrações de alguns parâmetros na fase aquosa do
microcosmo no início e final do experimento, 35 e 33 dias para
meio aeróbio e anaeróbio, respectivamente............................... 87
TABELA 4.9 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento do microcosmo
no início e final do experimento, 35 e 33 dias para meio aeróbio e
xxix
anaeróbio, respectivamente.......................................................... 88
TABELA 4.10 Valores normalizados de Hgtotal e Hgorgânico no sedimento......... 90
TABELA 4.11 Porcentagens de Hgorgânico com base no Hgtotal e produção de
Hgorgânico na fase aquosa e sedimento dos microcosmos............ 93
TABELA 4.12 Taxa de metilação em águas naturais e sedimentos registrados na
literatura................................................................................... 94
TABELA 4.13 Valores encontrados para para amostras coletadas no Rio Branco,
dia 30/01/02 as 12 h e 22:05 h................................................... 101
TABELA 4.14 Valores encontrados para o Lago Araçá para amostras coletadas
no dia 31/01/02 as 22:05 h........................................................ 101
TABELA 4.15 Porcentagens de recuperação do metilmercúrio (10 ng L-1)
adicionado nas diversas matrizes de água analisadas................... 102
TABELA 4.16 Porcentagens de Hgorgânico frente ao estoque de Hgtotal para
águas da Bacia do Rio Negro...................................................... 103
TABELA 4.17 Concentração e porcentagem de metilmercúrio em águas naturais
e sedimentos, da Amazônia, registrados na literatura................... 104
TABELA 4.18 Valores obtidos de Hgtotal para as amostras certificadas de peixe
analisadas no LQA..................................................................... 142
xxx
LISTA DE ABREVIATURAS
BPM - Bactérias Produtoras de Metano
BRS - Bactérias Redutoras de Sulfato
CG - Cromatografia Gasosa
CVAAS - Espectrofotometria de Absorção Atômica do Vapor Frio
CVAFS - Espectrofotometria de Fluorescência Atômica do Vapor Frio
Cond - Condutividade
COT - Carbono Orgânico Total
COD - Carbono Orgânico Dissolvido
ECD - Detector de Captura de Elétrons
EPA - Agência de Proteção Ambiental
ETAAS - Espectrometria de Absorção Eletrotérmica
FAPESP - Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo
FIA - Análise por Injeção em Fluxo
HTCO - Oxidação Catalítica a Alta Temperatura
Hg - Mercúrio
Hgreativo - Mercúrio reativo
Hgtotal - Mercúrio total
Hgorgânico - Mercúrio orgânico
ICPAES - Espectrometria de Emissão Atômica acoplada a uma fonte de
Plasma Induzido
ICPMS - Espectrometria de Massa acoplada a uma fonte de Plasma Induzido
IDMS - Diluição Isotópica/ Espectrometria de Massa
LD - Limite de Detecção
LQA - Laboratório de Química Ambiental
MDG - Mercúrio Dissolvido Gasoso
MIPAES - Micoondas acoplado a Espectrometria de Emissão Atômica acoplado
a uma fonte de Plasma Induzido
xxxi
MRC - Materiais Referência Certificados
OD - Oxigênio Dissolvido
T - Temperatura
xxxii
1
1 Introdução
Aspectos relacionados à toxicidade do mercúrio têm despertado a atenção da
comunidade científica nestas últimas décadas. Este interesse está relacionado
principalmente ao potencial tóxico do metal para a biota e seres humanos, e também ao
seu ciclo biogeoquímico, envolvendo a distribuição, bioacumulação, transformação e
transporte no ambiente.
O primeiro caso de contaminação de pessoas, causado diretamente por mercúrio
foi constatado na Baía de Minamata, Japão, onde a Chisso Co., uma fábrica de
acetaldeído que usava mercúrio como catalisador, tinha parte deste metal convertido
em metilmercúrio durante o processo, e posteriormente lançava-o como resíduo nas
águas da baía. Oficialmente foi reconhecido que 2252 pessoas foram diretamente
contaminadas pelo metilmercúrio, sendo que dentre elas ocorreram 1043 óbitos (Smith
e Smith, 1975). As conseqüências da contaminação ficaram mundialmente conhecidas
como a “Doença de Minamata”.
O desenvolvimento de métodos analíticos para a determinação de metilmercúrio
em sedimentos não é trivial, devido aos problemas relacionados à amostragem, à
extração e ao método de quantificação final utilizado. Entre os procedimentos mais
empregados para extração e separação de metilmercúrio de mercúrio inorgânico estão a
acidificação, a digestão alcalina ou ainda a destilação seguida por uma ou duas etapas
de separação, entre elas extração com solvente, troca iônica, destilação ou
derivatização alcóolica. A quantificação do metilmercúrio, pode ser realizada por
detector de captura de elétrons, fluorescência, emissão, massas ou absorção atômica.
A metilação acidental pode ser observada durante a etapa de extração de
metilmercúrio das diferentes matrizes (água, sedimento, solo, vegetação, biota, e
outros). Esta é dependente do processo de extração, bem como da quantidade de
mercúrio inorgânico, metilmercúrio, matéria orgânica, sulfato, atividade microbiológica,
salinidade, metais pesados, temperatura, pH e outras características da amostra.
2
Para avaliar as conseqüências da contaminação ambiental é necessário validar o
método e isto é geralmente feito pela técnica da adição de padrão, ou mais
recentemente usando a diluição isotópica/espectrometria de massa (IDMS). A exatidão
é estabelecida por comparação com materiais referência certificados (MRC).
Infelizmente, ainda há muito pouco material certificado para metilmercúrio.
A determinação de mercúrio total não é suficiente para o entendimento da
ecotoxicologia deste metal no meio aquático. Nos sedimentos, o metilmercúrio é
consideravelmente mais tóxico que o mercúrio inorgânico, apesar de representar apenas
cerca de 1,5% do mercúrio total. Particulados ricos em Hg2+, são transportados para o
sedimento onde o metal pode ser metilado por bactérias que reduzem sulfato (BRS). Em
adição à metilação do Hg2+, as bactérias presentes no sedimento podem também
desmetilar o metilmercúrio, via reação reversa. Ambas, BRS e bactérias produtoras de
metano (BPM) estão envolvidas neste processo. O balanço das reações de metilação e
desmetilação, determinam se um ambiente em particular atuará como fonte ou
sumidouro de metilmercúrio. A degradação microbiológica de metilmercúrio pode
ocorrer por dois caminhos principais, normalmente por clivagem do metil produzindo
CH4, ou por desmetilação oxidativa produzindo CH4 e CO2. A bactéria que degrada
metilmercúrio por esta última via pode ter a capacidade de reduzir Hg(II) para Hg0
volátil. Não é conhecido se a redução está associada às condições favoráveis de
potencial redox (Oremland et alii, 1991).
Por outro lado, a desmetilação do metilmercúrio tem sido bem caracterizada. Esta
reação ocorre com bactérias as quais possuem resistência aos organomercurias e é
devida a presença de um operador mer contendo o gene lyase Hgorgânico. A lyase
mercurial quebra a ligação carbono-mercúrio do metilmercúrio, produzindo metano e
Hg2+. Este mecanismo de decomposição do metilmercúrio, ocorre no ambiente natural
(Robinson e Tuovinen, 1984).
A metilação abiótica de Hg, tem sido observada especialmente na presença de
ácidos húmicos e fúlvicos em solos. Matilainen et alii (1991), observaram que para
alguns sedimentos a metilação anaeróbia ocorre mais rápida que a aeróbia; para outros
3
sedimentos a metilação foi similar em ambas as condições. Para Gilmour e Henry (1991)
e Gilmour et alii (1992), a metilação do mercúrio é favorecida sob condições anaeróbias
e dependente da ação das bactérias sulfato-redutoras, sendo portanto dependente da
quantidade de SO42- presente.
Para o entendimento do ciclo do mercúrio é de extrema importância o
conhecimento da produção de metilmercúrio no ambiente. Na literatura, há vários
trabalhos sobre produção de metilmercúrio a partir de Hg2+, porém muito pouco se
conhece a respeito da produção de metilmercúrio a partir do substrato Hg0. Devido a
estas constatações o principal objetivo deste trabalho foi a realização de um estudo que
elucidasse o potencial de produção de Hgorgânico, a partir de Hg0, em sedimentos
tropicais, por meio de experimentos em microcosmos sob condições aeróbias e
anaeróbias. Para o desenvolvimento deste estudo foram seguidas as seguintes etapas:
��A adaptação de um procedimento de extração de Hgorgânico, em água e sedimento,
utilizando o metilmercúrio como modelo.
A determinação de Hgorgânico em sedimentos e o possível enriquecimento da
coluna d’água com Hg0 em amostras incubadas sob diferentes condições redox
usando a espectrometria de fluorescência atômica do vapor frio (CVAFS), como
método analítico final.
��
��A montagem de experimentos em microcosmos sob condições bióticas e abióticas.
��A quantificação de Hgorgânico em amostras de água e sedimento, provenientes de
amostras coletadas na bacia do Rio Negro, na Amazônia.
4
5
2. Revisão Bibliográfica
2 1 O elemento mercúrio. .
O mercúrio é considerado pela Agência de Proteção Ambiental (EPA), como um
dos elementos mais perigosos, devido a sua característica de acúmulo e persistência no
ambiente e biota. Alguns aspectos importantes sobre as propriedades físico-químicas do
mercúrio, o tornam um elemento muito utilizado, e consequentemente, ocorrências de
intoxicações humanas e contaminação ambiental são inevitáveis. O mercúrio é
neurotóxico e seu efeito tóxico depende da forma química, da dose, do tempo de
exposição e da taxa de administração. Existem fortes diferenças com relação as
espécies e sexo quanto à neurotoxicidade das várias formas de mercúrio (EPA, 1997).
O uso do mercúrio e seus compostos no passado, pela indústria, bem como seu
uso difundido na agricultura devido à aplicação dos organomercuriais, tem resultado em
sérios problemas de contaminação da superfície das águas e sedimentos (Heaven et alii,
2000). O mercúrio metálico é usado no Brasil em indústrias de cloro-soda, lâmpadas
elétricas, pilhas, tintas, farmacêutica, explosivos, couro, madeira, têxtil; em artigos
dentários, aparelhos elétricos, produção de produtos químicos, catalisadores para
materiais plásticos, garimpo e outros. Em 1989, no Brasil, o lançamento de mercúrio
para o ambiente, foram na ordem de 210 toneladas, concentrando-se essencialmente
nas atividades garimpeiras. Estas contribuíram com 168 toneladas, correspondendo a
80% das perdas, seguidas pelas indústrias de cloro-soda com 17 toneladas (8% das
perdas) (Ferreira e Appel, 1991).
A química do mercúrio é complexa, devido à dificuldade de predizer o
comportamento dos poluentes de mercúrio no ambiente natural. O sedimento age como
sumidouro e fonte potencial de Hg e uma vez contaminado pode causar risco à vida
aquática por muitos anos. Dependendo da condição física, química ou biológica, os
compostos de Hg no sistema aquático podem ser interconvertido e passar do sedimento
para a fase aquosa, ser acumulado pela biota aquática, ser perdido para a atmosfera,
ser transportado com material particulado para novos locais ainda não contaminados
(Kudo, 1992; EPA, 1997).
6
O mercúrio pode ser encontrado na natureza na forma metálica, monovalente ou
divalente. A natureza e reações destas espécies determinam a solubilidade, mobilidade
e toxicidade em ecossistemas aquáticos, bem como o seu potencial para a metilação. O
mercúrio metálico é líquido e tem uma pressão de vapor alta, tendo uma baixa
solubilidade em água e lipídeos. Na presença de oxigênio pode ser facilmente oxidado a
Hg2+ (EPA, 1997).
Os sais mais importantes são cloreto de mercúrio HgCl2, chamado de sublimado
corrosivo muito tóxico, cloreto mercuroso Hg2Cl2, calomelano, ocasionalmente ainda
usado na medicina, fulminato de mercúrio Hg(CNO)2, detonador usado em explosivos, e
sulfeto de mercúrio HgS, de cor vermelha, usado como pigmento em tintas (Nascimento
e Chasin, 2001).
2.2. O meti mercúr ol i
Algumas vezes, o termo genérico metilmercúrio é usado para representar os
compostos monometilmercuriais. Em alguns casos, a identidade exata desses compostos
não é conhecida, exceto que contêm o cátion metilmercúrio associado tanto a um
simples ânion como o cloreto, ou a moléculas de alta massa molar, tais como proteínas
(WHO, 1990).
Poucos dados sobre as características físico-químicas do CH3HgCl estão
disponíveis. A temperatura de volatilização deste não é conhecida porém, a temperatura
de decomposição é de 700 ºC (Baeyens e Leermakers, 1989). O CH3HgCl é
relativamente estável em água de chuva, na neve e em águas de rios. Sua solubilidade
em água é maior que a do cloreto mercuroso em aproximadamente três ordens de
grandeza, devido à alta solubilidade do cátion metilmercúrio em água. Algumas espécies
de mercúrio são solúveis em solventes apolares, entre eles o mercúrio elementar e os
alquilmercuriais (Nascimento e Chasin, 2001).
Os sintomas decorrentes da exposição ao metilmercúrio são principalmente de
7
origem neurológica e consistem em distúrbios visuais como escotomas (visão turva) e
redução do campo visual, ataxia (sem coordenação para andar), parestesia
(insensibilidade na pele), neurestenia (dor nos nervos), perda da audição, disartria
(dificuldade na articulação das palavras), deterioração mental, tremor muscular,
distúrbio da motilidade e, nos casos de exposição grave, paralisia e morte. Verificou-se
que certas regiões do cérebro são particularmente sensíveis aos efeitos tóxicos do
metilmercúrio, a saber, o córtex cerebral (especialmente o córtex visual) e a camada
granulosa do cerebelo. O metilmercúrio é particularmente prejudicial ao
desenvolvimento de embriões, os quais são cinco a dez vezes mais sensíveis que os
adultos (Goodman e Gilman, 1991; EPA, 1997).
A exposição ao metilmercúrio geralmente ocorre por ingestão, sendo
absorvido rapidamente e eliminado lentamente se comparado às outras formas de
mercúrio. O metilmercúrio no corpo é considerado relativamente estável e é lentamente
desmetilado para a forma inorgânica em ratos. Nos seres humanos, o metilmercúrio tem
tempo de meia-vida biológico relativamente longo de 44 a 80 dias, e sua excreção
ocorre via fezes, leite materno e urina, além disto o metilmercúrio é lipofílico e
apresenta tempo de meia-vida no ambiente de 6-8 anos (EPA, 1997; WHO, 1990).
O interesse em estudar o metilmercúrio se deve principalmente a sua capacidade
de ser bioacumulado (através da adsorção em corpos superficiais, na ingestão de
alimentos, principalmente de peixes, bem como sua entrada antrópica no ambiente), em
até um milhão de vezes ao longo da cadeia alimentar aquática, o que causa uma grande
preocupação ambiental quanto à ecotoxicologia do mercúrio (Vázquez et alii, 1999).
2.2.1. Conseqüências de repercussão ambiental
Em 1863 ocorreu o primeiro caso relatado de óbito, por intoxicação, de dois
químicos interessados em determinar o número de oxidação do composto
dimetilmercúrio. Houve considerável publicidade a respeito desse assunto, sendo que a
comprovação da causa entre a classe médica ocorreu somente em 1940 (Nascimento e
Chasin, 2001). O segundo caso relatado de contaminação por metilHg ocorreu em
8
Minamata e ficou conhecido como a doença de Minamata (McApline e Shukuro,
1958; Smith e Smith, 1975; Tamashiro et alii, 1985; De Andrade e Bueno, 1989;
Harada, 1995).
Na década de 70, no Iraque, Paquistão, Gana e Guatemala ocorreram vários
casos de contaminação de agricultores e seus familiares, que utilizavam grãos tratados
com fungicidas a base de metil e etilmercúrio na confecção de pão caseiro. No caso
particular do Iraque mais de 6.900 pessoas foram hospitalizadas e pelo menos 459
morreram. Em 1969, nos Estados Unidos, a intoxicação de seres humanos resultou da
ingestão de carne de porcos alimentados com grãos tratados com fungicidas
organomercuriais (Goodmam e Gilman, 1991).
Além destes, muitos outros casos de contaminação com Hg encontram-se
registrados na literatura, e estes vão desde a quebra de termômetros em hospitais e
lares até à contaminação de lagos e rios por atividades industriais, principalmente de
indústrias de cloro-álcali. Um relato que ilustra esses acidentes ocorreu em Sorocaba
(62 km de São Paulo), na Rede Ferroviária Federal S. A. (RFFSA) em que um vazamento
de mercúrio contaminou dez adolescentes com idade entre 13 e 17 anos. O mercúrio
tinha vazado de um reator elétrico desativado, avariado por saqueadores de sucata de
cobre (Nascimento e Chasin, 2001).
2 3 Mercúrio em ambientes naturais. .
Os fatores químicos têm importante papel na determinação da taxa de adsorção e
sedimentação do Hg no sistema aquático. A distribuição do mercúrio é fortemente
correlacionável com o conteúdo de carbono orgânico, argila, ferro, fósforo e enxofre dos
sedimentos. Os agentes orgânicos complexantes solúveis em água, tais como humatos e
fulvatos, podem quelar as espécies solúveis e insolúveis na água; os últimos precipitam-
se diretamente da solução para o sedimento. Grande quantidade de mercúrio é
adsorvida no húmus, em pH ácido, favorecendo a formação de metilmercúrio. Em pH
básico, maior quantidade de mercúrio é adsorvida pela fração mineral. Os complexos
solúveis de mercúrio são adsorvidos pelo material particulado orgânico e inorgânico e
9
removidos pela sedimentação, em cursos hídricos aeróbios. Entretanto nos sedimentos
anaeróbios, os compostos de mercúrio precipitados geralmente são convertidos a
sulfeto mercúrico (HgS), o que, pela sua baixa solubilidade, reduz a possibilidade de
serem transferidos para a coluna d’água (Stein et alii, 1996).
Em ambientes aeróbios a matéria orgânica pode oxidar o Hg0 para Hg2+, enquanto o
processo inverso é observado em ambientes anaeróbios e especialmente na presença de
ácido húmico. Os agentes oxidantes típicos na água são oxigênio, nitrato, nitrito,
hidróxido férrico, fosfato férrico, sulfato, enxofre, dióxido de carbono e bicarbonato
(Stein et alii, 1996). A matéria fina em suspensão tem grande capacidade de adsorver o
mercúrio dissolvido. A capacidade de adsorção do mercúrio é exponencialmente
proporcional à média da área superficial específica das partículas em suspensão com
tamanho menor que 60 �m. Em condições aeróbias, parte do HgS presente no
sedimento pode ser oxidado a sulfato, muito mais solúvel, mas este processo é muito
lento e depende do potencial redox. Uma oxidação enzimática pode levar a uma
liberação mais rápida dos íons Hg2+ (Nascimento e Chasin, 2001).
Os sedimentos de rios, lagos e do mar, poluídos com mercúrio, são perigosos porque o
mercúrio confinado pode permanecer ativo para a metilação por cerca de 100 anos,
mesmo quando a fonte é eliminada. A persistência do metilmercúrio nos peixes é
relativamente alta porque ele é metabolizado muito lentamente. A meia-vida do
metilmercúrio em peixes ocorre em função da espécie, variando geralmente de um a
três anos. A forte ligação do metilmercúrio com os tecidos do peixe não é destruída pelo
cozimento ou fritura (Nascimento e Chasin, 2001).
2.4. O ciclo do mercúr oi
O interesse no entendimento do ciclo do mercúrio tem aumentado recentemente,
como resultado de observações das elevadas concentrações de mercúrio em peixes de
lagos naturalmente ácidos e acidificados, que carecem de fontes antrópicas de mercúrio
(Akielazek e Haines, 1981). Mais de 85% do mercúrio total em peixes de águas doces e
algas estão na forma de metilmercúrio, indicando que a formação do metilmercúrio é o
10
processo chave regulador do conteúdo de mercúrio na biota aquática (Steffan et alii,
1988).
Muito pouco se conhece a respeito da transferência do mercúrio nas interfaces da
atmosfera, outro componente do ciclo do mercúrio de extrema importância em
ambientes aquáticos. Embora pouco estudado, o processo de volatilização resulta em
um decréscimo significativo na quantidade de mercúrio disponível para metilação. A
volatilização de mercúrio pode ocorrer pela formação do dimetilmercúrio ou pela
redução do íon mercúrio a mercúrio elementar. A formação do dimetilmercúrio ocorre
em pH maior que 7, sendo que as perdas de dimetilmercúrio a pH baixos seria
insignificante (Fagerstrom e Jernelov, 1972). A redução do mercúrio inorgânico a Hg0
volátil é um mecanismo primário usado pelas bactérias resistentes a mercúrio. Estes
organismos podem compor uma grande porção da população bacteriana aquática
nativa, sugerindo que a volatilização por redução pode ser um importante aspecto do
ciclo do mercúrio em ecossistemas aquáticos (Mason et alii, 1995; Bloom et alii, 1999).
A Figura 2.1, ilustra um esquema do ciclo do Hg na natureza, indicando as
reações que podem ocorrer no sedimento, água e atmosfera. É importante observar a
influência das bactérias e da luz solar no ciclo do Hg.
CH 4 + C 2H 6 (CH 3) 2HgLuz
(Hg0Luz
Atmosfera
ÁguaPeixes
Hg 2+
Mariscos
Hg0 CH 3 Hg +
Bactéria
(CH 3 ) 2 Hg
Hg 2+Hg 22+ Hg0
Hg 2+
Bactéria
Bactéria Bactéria
Bactéria
Hg0 CH 3Hg +
Sedimento
CH 3HgSCH 3
Figura 2.1 Ciclo do mercúrio em ambientes naturais (adaptado de Mason et alii, 1994).
11
2 5 Metilação e desmetilação. .
i2.5.1 Aspectos gera s
A metilação do mercúrio inorgânico, em águas e sedimentos, constitui a etapa
chave do ciclo do Hg em sistemas aquáticos e é de extrema importância em ambientes
remotos e contaminados. Em particular, fatores como elevada atividade bacteriana,
principalmente de bactérias sulfato-redutoras, sobre condições ácidas e alta
concentração de carbono orgânico dissolvido são muito importantes para a metilação
(WHO, 1990; Gilmour e Henry, 1991; Gilmour et alii, 1992 e Compeau e Bartha, 1985).
A metilação pode ainda ocorrer através de processos químicos. O ecossistema aquático
presente na Amazônia apresenta estas condições especiais favorecendo as taxas de
metilação de mercúrio (Kehrig e Malm, 1999). Estudos têm demonstrado que para a
mesma espécie de peixe tomada da mesma região, um aumento na acidez da água e no
valor de COD resulta em maior nível de mercúrio no peixe, indicando maior metilação. A
maior acidez e níveis de COD aumentam a mobilidade do mercúrio no ambiente, sendo
mais fácil a entrada na cadeia alimentar (Pak e Bartha, 1998;
http://www.usgs.gov/themes /factsheet/146-00/~).
A disponibilidade de Hg0 para organismos aquáticos pela atividade mineradora é
limitada primeiramente pela sua taxa de oxidação a Hg2+ e então pelo equilíbrio entre a
metilação de Hg2+ a metilmercúrio e a desmetilação/volatilização, processos
normalmente mediados pela atividade microbiana. Muitos estudos sobre a metilação de
Hg têm sido realizados em ambientes temperados e boreais e têm demonstrado que a
metilação ocorre em solos, águas e sedimentos. O último tem recebido uma atenção
especial, devido à formação de metilmercúrio ter sido primeiramente demonstrada em
sedimentos (Jensen e Jernelöv, 1969) e a metilação ser mais intensa que em outros
sítios, no ambiente aquático. Estudos de Canela e Jardim (1997), mostraram que a
oxidação do Hg0 em águas ricas em oxigênio ocorre relativamente rápida (horas a dias).
Este processo, o qual parece ter sido ignorado na literatura ambiental, pode
efetivamente diminuir a taxa de volatilização do Hg0 e manter uma maior concentração
do mercúrio em ambientes aquáticos, podendo causar a formação do metilmercúrio, na
12
presença de mercúrio metálico. Elevadas concentrações de cloro catalisam a oxidação
do Hg0 pelo oxigênio, resultando em taxas de 10% por hora, em águas naturais
(Lalonde et alii, 2001).
Etudos realizados por Sellers et alii (1996), demonstraram que o metilmercúrio
pode ser fotodegradado na superfície das águas, sendo este um processo abiótico e de
primeira ordem com relação à concentração de metilmercúrio e a intensidade da
radiação solar. A luz solar no comprimento de onda de 290-400 nm pode ser absorvida
por muitos compostos orgânicos encontrados nas águas, incluindo ácidos húmicos e
fúlvicos e proteínas, podendo transformar o metilmercúrio em Hg2+ e Hg0 ou o Hg2+ em
Hg0 (Nriagu, 1994). É importante observar que existe uma diferença entre os processos
de fotodegradação do metilmercúrio do processo de fotoredução do Hg elementar,
como descrito em Amyot et alii (1994). A fotoredução do Hg0 ocorre primeiramente
através da redução do mercúrio inorgânico (Hg2+) (Costa e Liss, 2000), sendo o fluxo de
Hg0 para a atmosfera um importante mecanismo pelo qual o mercúrio é perdido dos
lagos. A fotodegradação do metilmercúrio pode ou não produzir Hg0. O trabalho de
Sellers et alii (1996) demonstraram que a fotodegradação do metilmercúrio é o processo
mais importante em águas do epilímnio de lagos quando comparada à desmetilação
biológica que pode ocorrer no escuro.
O metilmercúrio pode ainda interagir com elementos de outros ciclos, como por
exemplo do ciclo do S, sendo que a principal reação a qual descreve esta interação,
encontra-se ilustrada na equação 1:
2 CH3Hg+ + 2 H2S (CH3)2Hg CH3HgSCH3 + HgS + 2 H2 (1)
2 5 2 Mecanismos de formação de metilmercúrio. .
O mercúrio inorgânico pode ser metilado em condições aeróbias e anaeróbias por
dois mecanismos principais: o biológico por microorganismos e fungos, principalmente
pela reação com a metilcobalamina, e o químico, ou abiótico, o qual pode ocorrer por
três caminhos principais: via reação de transmetilação se outros compostos do metal
metilado, tais como estanho ou espécies de (CH3)4Pb estiverem presentes; por meio da
13
radiação ultravioleta na presença destes ou outros compostos orgânicos doadores do
grupo metila, ou ainda por reação com os ácidos fúlvicos e húmicos, doadores do grupo
metila ou ainda em uma mistura de acetaldeído, Hg2+ e NaCl (Nascimento e Chasin,
2001).
A formação biológica enzimática do metilmercúrio, foi inicialmente descrita como
ocorrendo em sedimento orgânico e anaeróbio. Os estudos iniciais, indicavam que o
metilmercúrio era formado a partir de Hg2+ por microorganismos anaeróbios
dependendo da disponibilidade de metilcobalamina (Landner, 1971). A metilcobalamina
é capaz de transferir o grupo metila para o íon Hg2+. Ela transfere o grupo metila como
um íon carbânion e um radical metila, para produzir o metilmercúrio e o (CH3)2Hg em
condições tanto aeróbias quanto anaeróbias. A metilcobalamina pode estar disponível
em quantidades significativas no ambiente, porque é uma coenzima produzida pelas
bactérias tanto aeróbias quanto anaeróbias. Contudo, estudos mais recentes
demonstram que a metilação do mercúrio ocorre principalmente como processo
microbiano aeróbio. A taxa de metilação do sistema aeróbio aquoso é maior que a do
correspondente sistema anaeróbio (Filipelli e Baldi, 1993).
A Figura 2.2, ilustra as principais reações de metilação que ocorrem em condições
aeróbias e anaeróbias:
Condições anaeróbias Condições aeróbias
Hg (0) Hg22+ Hg2+
Biotransferência de grupo CH3 Transferência química de grupo CH3
(CH3)2Hg+
CH3Hg
CH3Hg+
pH 4,5
H+ CH4
Figura 2.2 Reações de metilação que ocorrem em ambientes aeróbios e anaeróbios.
14
O metilmercúrio é extremamente tóxico para algumas espécies de bactérias.
Porém, a taxa de síntese biológica do metilmercúrio é determinada principalmente pela
composição das espécies microbianas e o tamanho e atividade da população natural
capaz de metilar o mercúrio. Esta capacidade é observada em muitas espécies de
bactérias, entre elas, citam-se Aerobacter aerogenes, Aeromonas, Bacillus mega erium,
Candida albicans, Chromobacterium, Clost idium cochlearium, Clostridium
hermoaceticium e Clost idium sticklandii, Enterobacter aerogenes, Escherichia coli,
Kleipsiella pneumoniae, Mycobacterium phlei, Pseudomonas sp. e Saccheromyces
cerevisiae (Ramamoorthy et alii, 1982; Yamada e Tonomura, 1972; Pan-Houn e Imura,
1982; Yannai et alii, 1991; Hamdy e Noyes, 1975; Pak e Bartha, 1998).
t
r
r
l2.5.3 Meti ação abiótica
A metilação abiótica tem sido observada na presença de ácidos húmicos e
fúlvicos, sendo o ácido húmico um agente metilante ambiental de grande importância
(Weber, 1998). A formação abiótica de metilmercúrio pelas substâncias húmicas,
aumenta com o aumento da temperatura e da concentração de mercúrio, podendo
ocorrer sob condições aeróbias e anaeróbias.
A metilação abiótica pode ocorrer de várias maneiras
��Via metilcobalamina não enzimática o mercúrio em solução aquosa pode ser
metilado abioticamente. Em extratos livres de células de bactéria estritamente
anaeróbica, Methanobacterium omelianskii, foi observada transferência não
enzimática dos grupos metila da metilcobalamina para os íons Hg2+. A metilação não
enzimática dos íons Hg2+ demonstrada em laboratório não é comprovada em
condições ambientais;
��Via material húmico o mercúrio inorgânico depositado no solo pode ser metilado
abioticamente. Os ácidos fúlvicos e húmicos podem também doar grupos metila para
o Hg2+ e, portanto, serem uma fonte adicional de metilmercúrio no ecossistema;
15
��Via reação de transmetilação o metilmercúrio pode ser formado quimicamente
através de uma reação de transmetilação envolvendo derivados metílicos de
estanho. Pode, também, ser produzido quimicamente no sedimento pela reação de
transalquilação, entre mercúrio inorgânico e compostos etílicos e metílicos de
chumbo lançados no mesmo corpo d’água.
O metilmercúrio não se liga fortemente com a matéria orgânica do sedimento como
os íons Hg2+. Portanto, o metilmercúrio pode ser dessorvido das partículas do sedimento
numa proporção relativamente elevada. A taxa de remobilização influencia a
bioacumulação nos organismos aquáticos. Isto significa que, em geral, concentrações
muito baixas de metilmercúrio são encontradas em sedimentos, mesmo naqueles com
Altas concentrações de mercúrio inorgânico (Nascimento e Chasin, 2001).
2.5.4 Produtos da Desmetilação
O principal produto observado na desmetilação em sedimento aeróbio é CH4, já
em sedimento anaeróbio é CO2, sugerindo a existência de um mecanismo oxidativo
prévio para a formação do CO2 a partir do metilmercúrio (Oremland et alii, 1991). Por
outro lado em sedimento abiótico em condições anaeróbias não é observado formação
de CO2 ou CH4, demonstrando a natureza biológica do processo (Oremland et alii, 1991;
Oremland et alii, 1995; Compeau e Bartha, 1984). No entanto, o metilmercúrio pode ser
formado à partir de Hg iônico e divalente (Yamada e Tonomura, 1972), bem como de
compostos de Hgorgânico e mercúrio metálico, possivelmente através da formação do
Hg2+. O dimetilmercúrio pode ser sintetizado à partir de metilmercúrio ou Hg iônico
(Craig e Moreton, 1983). A pH menor que 5 o dimetilmercúrio é termodinâmicamente
instável e decompõe-se formando metilmercúrio (Fagerström e Jernelöv, 1972).
16
2.5.5 Desmet açãoil
. .
A decomposição biótica ou abiótica de espécies metiladas de Hg é um importante
processo para a regulação do conteúdo de Hgorgânico em sedimentos e águas. A
degradação do metilmercúrio ocorre predominantemente por mediação microbiológica,
bactérias aeróbias e anaeróbias como ilustrado na reação (2) (Robinson e Tuovinen,
1984). A desmetilação bacteriana tem sido demonstrada em sedimentos (Oremland et
alii, 1991; 1995) e em águas (Xun et alii, 1987; Winfrey e Rudd, 1990). A degradação
de metil e fenil mercúrio por algas presentes em água doce tem sido demonstrada
(Ullrich et alii, 2001). Bactérias do gênero Pseudomonas, resistentes ao metilmercúrio,
induzem à desmetilação deste composto a Hg0 volátil. A degradação microbiana do
metilmercúrio a Hg0 e metano tem sido observada nos sedimentos de lagos e rios e na
coluna d’água.
H+
CH3Hg+ Hg0 + CH4 (2)Bactéria
A decomposição fotolítica aparece significativamente em mecanismos de
decomposição abiótica. Em experimentos realizados por Akagi et alii (1977) foram
demonstrados que o HgS em solução aquosa é fotometilado na presença de íons
acetato. Em trabalho mais recente realizado por Sellers et alii (1996), foi demonstrado
que o metilmercúrio é decomposto fotolíticamente na superfície das águas, sendo este
processo uma etapa importante no ciclo aquático do Hg. O impacto total da
fotodegradação no ciclo do Hg na água não é ainda totalmente entendido (Xun et alii,
1987).
2 5 5 Fatores que influenciam na metilação
A metilação é influenciada por fatores tais como temperatura, concentração de
bactérias presentes no meio, pH, tipo de solo ou sedimento, concentração de sulfeto e
condições de óxi-redução do meio e de variações sazonais (Villas Bôas, 1997). A
17
metilação máxima acontece no intervalo de EH de +0,1 a 0,2 V, sendo o metilmercúrio
mais estável em condições neutras a ácidas e o (CH3)2Hg em condições básicas. Este
tipo de reação não é exclusivo de ambientes tropicais, podendo ocorrer em todos os
tipos de climas.
Atividade bacteriana��
��
A eficiência da atividade microbiológica depende principalmente da atividade e
estrutura da comunidade bacteriana (Macalady et alii, 2000), disponibilidade de Hg e
nutrientes e da abundância de receptores de elétrons como sulfato (Choi e Bartha,
1994; Matilainen, 1995). Em baixas concentrações, o sulfato estimula tanto a redução
quanto a metilação (Compeau e Bartha, 1985; Gilmour et alii, 1992). Compeau e Bartha
(1985) reportaram que o potencial de metilação das BRS são maiores quando o sulfato
é limitado e outros substratos orgânicos estão disponíveis, podendo serem usados no
lugar do sulfato, que pode ser esperado pelo efeito inibitório.
EH (Potencial redox)
A metilação de mercúrio pode ocorrer em ambientes aeróbios e aneróbios.
Trabalhos realizados em culturas de bactérias mostraram que a metilação ocorre mais
rápida sobre condições aeróbias (Hamdy e Noyes, 1975; Ramamoorthy et alii, 1982),
mas em ambientes naturais, as taxas de metilação são maiores em sedimentos e águas
anaeróbias. Outros trabalhos demonstram que a metilação de mercúrio ocorre
principalmente em condições anaeróbias (Olson e Cooper, 1976; Compeau e Bartha,
1984; Matilainen et alii, 1991). A taxa de metilação e a estabilidade de metilmercúrio
parecem ser maiores sobre condições anaeróbias (Olson e Cooper, 1976), onde as taxas
de metilação foram menores sob condições aeróbias, provavelmente devido à redução
da atividade das bactéria sulfato-redutoras anaeróbias.
Alguns trabalhos demonstraram que a desmetilação é similar em condições
aeróbias e anaeróbias (Matilainen et alii, 1991), porém a maioria dos estudos têm
18
demonstrado que a degradação do metilmercúrio é maior sobre condições aeróbias e
elevado valor de EH (Olson e Cooper, 1976; Compeau e Bartha, 1984; Ramlal et alii,
1986; Oremland et alii, 1991).
Matéria orgânica��
A concentração de carbono orgânico dissolvido é uma variável importante
para o entendimento da especiação de mercúrio no ambiente natural. Complexos de
mercúrio com DOC, facilitam seu transporte e acúmulo no ecossistema aquático (Driscoll
et alii, 1995; Silva-Forsberg et alii, 1999). Taxas de conversão do Hg inorgânico para
metilmercúrio são geralmente bem maiores quando o sedimento contem substâncias
orgânicas (Jackson, 1986). Em trabalhos realizados por Olson e Cooper (1976) e
Furunati e Rudd (1980), foi demonstrado que o aumento na formação de metilmercúrio
em água e sedimento foi maior quando a concentração de matéria orgânica era maior, o
que pode ser atribuído ao efeito estimulante de nutrientes orgânicos sobre a atividade
microbiana (Gilmour e Henry, 1991). Além disto, a concentração de metilmercúrio
aumenta com o aumento da matéria orgânica lábil (Bloom e Effler, 1990; Regnell et alii,
1997; Canavan et alii, 2000).
A função do ácido húmico na metilação de mercúrio também não é clara. Por um
lado o carbono orgânico pode aumentar a metilação através do estímulo da atividade
dos microorganismos heterotróficos, ou através da metilação abiótica direta de Hg por
substâncias húmicas e fúlvicas, por outro lado as substâncias húmicas podem reduzir a
disponibilidade de Hg2+ em ambientes tropicais (Rocha et alii, 2000). No entanto, a
metilação de Hg pode ser inibida na presença de elevadas concentrações de COD,
devido ao aumento na complexação do Hg com outros ligantes orgânicos, reduzindo a
disponibilidade do Hg para as bactérias, particularmente em pH neutro.
O COD apresenta um efeito inibitório sobre a disponibilidade de Hg2+ para a
metilação biótica para pH menor que 5, isto foi demonstrado em trabalho realizado por
Barkey et alii (1997), sendo atribuído à competição dos íons H+ com Hg2+ nos sítios de
19
ligação do COD. Para valores de pH entre 5 e 7 a disponibilidade Hg2+ é maior, o que
vai de acordo com a explicação acima.
pH��
��
Os dados sobre o efeito da acidez na metilação de mercúrio em sedimentos são
conflitantes. Fagerstrom e Jernelov (1972), observaram maior formação de
metilmercúrio em sedimentos entre pH 5 e 7, sendo que esta decresce com o aumento
do pH (Akielazek e Haines, 1981; Bijorkland e Johansson, 1984; Wren e MacCrimmon,
1983). No entanto, Backer et alii (1983), observaram a metilação em sedimentos
enriquecidos por nutrientes a pH 5,5 e 6,5, mas não a pH 3,5 e 4,5, sendo que
nenhuma diferença foi observada sobre a atividade de metilação, em sedimentos do Rio
Ottawa entre pH 5 e 6. Mais recentemente em trabalhos realizados por Ramlal et alii
(1985), foram observados decréscimo na metilação de mercúrio em sedimento com o
aumento no pH no intervalo de 4,5 a 7,0. Em trabalho realizado por Xun et alii (1987),
foi proposto que a baixos valores de pH, podem ocorrer trocas de Hg2+ com H+,
podendo proporcionar maior quantidade de Hg2+ livre, o qual pode também atravessar a
membrana das células das bactérias mais efetivamente, causando maior formação de
metilmercúrio. Por outro lado pode ocorrer ligação do Hg2+ com sulfeto livre, diminuindo
desta maneira a metilação de mercúrio.
As chuvas ácidas podem diminuir o pH das águas doces superficiais, aumentando
a probabilidade de metilação. Em diversos trabalhos (Xun et alii, 1987; Bloom et alii,
1991) foi demonstrado que em águas de lago a concentração de metilmercúrio aumenta
com o decréscimo do pH. No trabalho de Xun et alii (1987) foi demonstrado que a
produção de metilmercúrio foi 7 vezes maior em pH ácido (4,5) que em pH mais
elevado (8,5).
Salinidade
O efeito do Cl- sobre a disponibilidade do Hg2+ em sistemas naturais é complexo.
As baixas concentrações de Cl- aumentam a permeabilidade do Hg2+ através da
20
membrana e provocam maior toxicidade para a bactéria. Um estudo realizado por
Barkay et alii (1997), demonstraram que para experimentos utilizando o bioindicador
mer-lux em uma solução 1 mM de Cl-, ocorre um decréscimo na disponibilidade de Hg e
que para uma solução 10 mM de Cl- ocorre um decréscimo na transferência de Hg2+
através da superfície da membrana, o qual foi atribuído a um aumento proporcional de
cargas negativas HgCl3-/ HgCl42- em soluções experimentais. Estes resultados, sugerem
que a disponibilidade de Hg2+ para metilação devem ser reduzidas em ambientes
marinhos e estuários, quando comparados ao sistemas de água doce (Olson e Cooper,
1976; Blum e Bartha, 1980; Compeau e Bartha, 1987).
�� Sulfeto e sulfato
Durante as queimadas ocorrem modificações químicas no solo e água, e estas
influenciam a disponibilidade de mercúrio inorgânico ou outros constituintes químicos
necessários a metilação. Acredita-se que as queimadas liberem uma fração significante
de mercúrio disponível, sulfato ou carbono lábil, sendo que desta forma podem
estimular os processos de metilação. No entanto, estudos realizados por Krabbenhoft et
alii (2000), demonstraram que durante as queimadas as concentrações de sulfato e
sulfeto nas superfícies das águas aumentaram 2,4 e 7,0 vezes respectivamente. Benoit
et alii (1999) demonstraram que o sulfeto pode ter controle sobre a especiação de
mercúrio na superfície aquosa e que em determinadas concentrações pode aumentar
potencialmente a disponibilidade do mercúrio para a metilação por formação de
espécies de sulfeto com carga zero.
A concentração de sulfeto exerce uma função principal na produção de
metilmercúrio devido às bactérias sulfato redutoras. Alguns estudos demonstram que a
produção de metilmercúrio é inibida em solos, sedimentos e culturas de bactérias na
presença de elevadas concentrações de sulfeto (Yamada e Tonomura, 1972; Hintelmann
et alii, 2000). Também reduções significativas na concentração de metilmercúrio em
peixes foram observadas em um estudo realizado num aquário por adição de sulfeto,
FeS ou FeS2. Por outro lado, uma relação inversa tem sido observada em estudos mais
21
recentes (Craig e Moreton, 1983; Compeau e Bartha, 1983, 1987; Benoit et alii, 1999;
King et alii, 2002).
Na presença de sulfeto, o Hg forma HgS (Craig e Batlett, 1978) que é insolúvel e
desta forma é minimizada a quantidade de Hg2+ disponível para a metilação (Kannan et
alii, 1998; Gilmour e Henry, 1991). Por outro lado, elevadas concentrações de Hg2+ em
sedimentos contendo sulfeto, indicam que a solubilidade do Hg é aumentada na
presença de excesso de ânion, devido à formação de complexos solúveis de sulfeto
(Gagnon et alii, 1996; Ravichandran et alii, 1999). No entanto, a escassez de uma
relação entre a concentração de Hg2+ e a produção de metilmercúrio, sugere que o
metilmercúrio pode não ser a principal espécie a ser metilada. A formação de
polisulfetos e complexos com matéria orgânica pode contribuir para a solubilidade do Hg
em ambientes contendo espécies de enxofre orgânica (Ravichandran et alii, 1998; Jay et
alii, 2000).
Muitos estudos têm ainda sugerido que na presença de elevadas concentrações
de sulfeto, o metilmercúrio pode ser convertido a dimetilmercúrio volátil (Craig e
Moreton, 1984; Baldi et alii, 1995). O dimetilmercúrio hidrofóbico produzido pode
difundir através da coluna d’água e ser perdido para a atmosfera, causando
potencialmente uma redução no conteúdo de Hgorgânico em sedimentos (Craig e
Moreton, 1983). Segundo Gilmour et alii (1992), a produção de metilmercúrio em
sedimentos é maior em ambientes anaeróbios na presença de sulfato, devido às
bactérias sulfato redutoras.
Temperatura��
Em trabalhos realizados por Korthals e Winfrey (1987), Watras et alii (1995) e
Hintelmann e Wilken (1995), as taxas de metilação em sistemas aquáticos apresentam
picos durante os meses de verão. As variações sazonais na concentração de
metilmercúrio têm sido atribuídas aos efeitos da temperatura, porém são provavelmente
atribuídos a mudanças sazonais, disponibilidade de nutrientes e condições redox. Wright
e Hamilton (1982) demostraram que a produção de metilmercúrio a 4ºC foi 50 a 70%
22
do valor observado a 20ºC, indicando que a produção de metilmercúrio pode decrescer
significantemente no inverno. Korthals e Winfrey (1987) demonstraram que a
temperatura e as condições redox são fatores que influenciam muito a metilação, sendo
que a temperatura é responsável por 30% desta variação, pois o aumento na
temperatura causa um aumento na atividade microbiana.
2 6 Métodos analíticos para quantificação de metilmercúr o. . i
. .
Com o objetivo de determinar a concentração das duas espécies mercuriais de
maior importância ambiental (Hg2+ e metilmercúrio), há quatro etapas diferentes a
serem consideradas individualmente:
1- Extração das espécies mercuriais da amostra ambiental (solo, sedimento, água ou
biota) mantendo a integridade das espécies na amostra.
2- Pré-concentração das espécies mercuriais dos extratos (preservando a identidade
destes compostos) para conseguir concentração acessível condizente com o limite de
detecção da técnica utilizada.
3- Separação do metilmercúrio do mercúrio inorgânico, mantendo suas concentrações
originais relativas.
4- Quantificação de cada espécie separada.
Todas as quatro etapas causam risco de contaminação, perdas, degradação ou
interconversão entre as espécies mercuriais (Uría e Sanz-Medel, 1998; Falter, 1999).
2 6 1 Extração de metilmercúrio e mercúrio inorgânico
��Extração e pré-concentração
A literatura apresenta três tipos de extração das espécies de mercúrio em amostras ambientais
1 – Digestão ácida e extração com solvente: Este tipo de digestão foi sugerido
primeiramente por Westöö (1967), como um método de extração de metilmercúrio em
alimentos em meio HCl e benzeno como solvente (Westöö, 1967; 1968). São
necessárias várias etapas para se conseguir uma solução contendo apenas
metilmercúrio em benzeno. Várias modificações nestes método foram propostas, como
23
por exemplo, o uso de meio ácido contendo CuSO4 (Bloom et alii, 1997), NaCl (Bulska et
alii, 1991), KBr (Horvat et alii, 1990), ácido iodoacético (Lansens et alii, 1990) ou pré-
concentração do metilmercúrio em algodão de sulfídrila (Lee e Mowrer, 1989) usando
extrações sucessivas com solventes orgânicos como benzeno (Filipelli, 1987; Lee e
Mowrer, 1989), tolueno (Beauchemin et alii, 1988; Morison e Weber, 1997), ciclohexano
(Bin et alii, 1998), clorofórmio (Talmi e Norwell, 1976) ou diclorometano (Thibaud e
Cossa, 1989; Bloom, 1989; Hintelmann et alii, 1997). O benzeno não é apropriado para
extrações de concentrações de metilmercúrio menores que 0,5 ng L-1 devido o
coeficiente de partição para metilmercúrio entre o benzeno e a água ser baixo (Lee e
Mowrer, 1989). Vários autores recomendam uma re-extração do benzeno ou tolueno na
fase aquosa por utilização de cisteína ou tiossulfato de sódio (Westöö, 1967; 1968 e
Beauchemin et alii, 1988).
2 – Extrações alcalinas: tratamentos com KOH-metanol ou NaOH-cisteína
(Bloom, 1989; Lansens et alii, 1990) têm sido utilizados para a extração de
metilmercúrio de sedimentos. Este tipo de extração apresenta problemas por ser mais
difícil conseguir uma solução na forma pura quando comparada à extração ácida.
Maiores problemas são detectados nas etapas subseqüentes (pré-concentração,
separação e detecção) para amostras que apresentem níveis elevados de matéria
orgânica, sulfitos ou íons férrico (Horvat et alii, 1993).
3 – Pré-concentração e volatilização ácida: Uma alternativa é evitar a extração
com solventes orgânicos por produção de derivados voláteis dessas espécies (Horvat et
alii, 1993). A destilação, em fluxo de ar ou nitrogênio à 150 ºC, de uma amostra sólida
homogeneizada em H2SO4 com excesso de NaCl é fortemente recomendada para a
separação não-cromatográfica de Hg2+ e metilmercúrio (Horvat et alii, 1988).
Horvat et alii (1993), fizeram uma avaliação dos três métodos de extração em
dois sedimentos certificados. Os autores concluíram que a destilação do metilmercúrio
em uma solução de H2SO4 8 mol L-1 contendo KI à 145 ºC em fluxo de nitrogênio a 60
mL min-1 foi o mais eficiente no isolamento e pré-concentração do metilmercúrio do
sedimento. Por outro lado, investigações recentes mostram que a destilação usada para
24
separar o metilmercúrio de amostras de água e de sedimento geram falsos positivos de
metilmercúrio. A magnitude deste artefato é dependente da quantidade e do tipo de
matéria orgânica presente na amostra. Para a etilação de metilmercúrio antes da
detecção final por Espectrometria de Fluorescência Atômica (AFS) foi observado que o
sulfeto é o maior interferente para a reação de etilação (Horvat et alii, 1993).
��Técnicas de separação das espécies mercuriais
a) Não-cromatográficas
As separações não-cromatográficas podem ser usadas com sucesso para separar
uma ou duas das espécies em uma dada amostra. Este é o caso para o Hg2+ e o
metilmercúrio. A separação do Hg2+ e o metilmercúrio é geralmente feido por extração
líquido-líquido pelo uso de ácidos halogenados e solventes orgânicos e geralmente tem
sido determinado em modo “off-line” para a detecção final como mercúrio com o uso do
CVAAS (Rezende et alii, 1993).
Os sistemas de análise por injeção em fluxo (FIA) são os mais adequados para
este tipo de separação. Então a conduta diferencial do Hg2+ e metilmercúrio versus os
agentes redutores (Hg2+ pode ser reduzido por SnCl2 e o metilmercúrio não pode ser
reduzido desta maneira) (Cossa et alii, 1995). A utilização de minicolunas de fibras de
sulfídrilas (Lee e Mowrer, 1989; Jian e McLeod, 1992) são muito boas para separações
não-cromatográficas de Hg2+ e espécies metiladas de mercúrio. No sistema FIA estas
colunas retêm o metilmercúrio, sendo que o Hg2+ não é retido podendo ser determinado
por CVAAS. O mercúrio orgânico retido na coluna é então liberado com HCl 3 mol L-1,
oxidado para mercúrio inorgânico (em um fluxo em meio ácido contendo KBr/ KBrO3)
(Jian e McLeod, 1992), reduzido e detectado por AFS. Estas colunas não são disponíveis
comercialmente e a eficiência da extração para o metilmercúrio em benzeno é de 65 %
(Lee e Mowrer, 1989).
Ainda pode ser utilizado a foto-oxidação (Morita et alii, 1990), primeiramente
somente o Hg2+ é detectado pelo CVAAS convencional e em seguida o mercúrio
orgânico presente é foto-oxidado para mercúrio inorgânico e o conteúdo total de
mercúrio é determinado, sendo o metilmercúrio calculado por subtração.
25
b) Cromatográficas
A técnica cromatográfica é a mais empregada devido aos baixos limites de
detecção alcançados. A cromatografica gasosa (CG) é a mais empregada para a
especiação de mercúrio e organomercuriais, usando fase estacionária consistindo de
colunas de comprimentos variáveis (15 - 30 m e 0,3 – 0,75 cm de d. i.). A quantificação
pode ser realizada por CVAAS, ETAAS, CVAFS, MIPAES, CV-MIP-AES, ICPAES, ICPMS
(Tseng et alii, 1997; Wilken e Falter, 1998; Díez e Bayona, 2002).
2.7. O mercúrio e a Bacia do Rio Negro, Amazônia
A bacia do Rio Negro, ocupa uma área de 690.000 km2, de um total de 5.500.000 de
km2 da Amazônia Legal, sendo uma área relativamente preservada, tanto do ponto de
vista da exploração dos recursos vegetais quanto minerais. Essa bacia tem ainda a
característica impar da predominância de águas pretas, com alto teor de carbono
orgânico dissolvido (até 20 mg C L-1) e baixos valores de pH, com média em torno de
4,5 mas podendo chegar a 3,8. Do ponto de vista do entendimento dos processos
envolvidos nas diferentes etapas do ciclo biogeoquímico do mercúrio, esta região
apresenta também outros compartimentos ambientais representativos da maior parte da
Amazônia, tais como alguns rios e lagos de águas brancas, com valores de pH em torno
de 7,0 e solos de diferentes tipos, com variados tipos de vegetação, bem como áreas
desmatadas. Do ponto de vista de regime hídrico, a bacia do Rio Negro apresenta 4%
de sua área total inundada durante o período da seca, alcançando 20% durante as
cheias (Jardim et alii, 2000).
Além disso, a bacia do Rio Negro representa aproximadamente 10% da área do
território nacional e seus recursos naturais são importantes diante da demanda mundial
por água, biodiversidade e minérios. Os altos teores de mercúrio encontrados em
sedimentos, peixes e cabelos humanos na Amazônia Brasileira inicialmente foram
atribuídos à atividade garimpeira, nas quais o uso indiscriminado de Hg para
amalgamação resulta na contaminação de ecossistemas locais (Pfeiffer et alli, 1993;
Clearly et alii, 1994; Akagi et alii, 1995; Malm et alii, 1995). Entretanto, resultados
26
recentes mostraram que altas concentrações de Hg em solos, peixes e cabelos humanos
são também encontrados em regiões nas fontes antrópicas não são conhecidas (Roulet
et alii, 1998, 1999; Guimarães et alii, 1999; Forstier et alii, 2000; Fadini e Jardim, 2001;
Jardim e Fadini, 2001). A Tabela 2.1 ilustra alguns dados sobre emissão de mercúrio na
região Amazônica.
TABELA 2.1 Emissões de mercúrio para o ambiente (adaptado de Fadini, 1999).
Local Emissão Natureza da
emissão
Referências
Região Amazônica 70 – 170 t ano-1 Mineração e Queima
de Floresta
Nascimento e
Chasin, 2001
Região Amazônica 5000 t Mineração de ouro
nos últimos 30 anos
Veiga, 1999
Bacia do Rio
Amazonas
96 a 128 t ano-1* Mineração de ouro Pfeiffer e Lacerda,
1988
Região Amazônica 2000 a 3000 t Mineração de ouro
nos últimos 30 anos
Malm, 1998
Região Amazônica 2-9 t ano-1 Queima de floresta Roulet, 1996
Região Amazônica 710 t no ano de
1991
Queima de floresta Veiga et alii, 1994
* Dado inferido a partir da produção oficial de ouro, podendo estar subestimado em até 8 vezes.
A corrida do ouro na Amazônia causou a contaminação por Hg da Bacia
Amazônica em cerca de 1000 toneladas, apenas no lado brasileiro nos últimos 10 anos.
Aproximadamente 2 g de Hg são usados na produção de 1 g de Au, dos quais 50 % são
introduzidos nos rios por meio de suspensões em efluentes, contaminando desta
maneira sedimentos de rios e águas próximas das zonas de mineração, além da
contaminação de peixes carnívoros da região e os outros 50 % são lançados para
atmosfera (Pfeiffer et alii, 1993).
27
Poucos estudos têm considerado a geoquímica do metilmercúrio na Amazônia
(Guimarães et alii, 1995; 1998; 2000). A presença e produção de metilmercúrio
determina o potencial tóxico do aumento de entradas antrópicas de Hg no sistema
aquático, desde o bioacúmulo de Hg em peixes e seu efeito tóxico as populações
humanas ribeirinhas que é devido às forma metilada deste metal (Clearly et alii, 1994;
Akagi et alii, 1995; Lebel et alii, 1997, 1998).
A inundação sazonal na Amazônia corresponde ao enriquecimento de nutrientes
estimulando a produtividade desses ecossistemas terrestres/aquáticos. Essas
inundações são responsáveis pelo aumento nos produtos de biodegradação com CO2,
CH4 e H2S. O ciclo biogeoquímico de uma região inundada é dependente da
decomposição da matéria orgânica das macrófitas e tipos de folhas das florestas as
quais controlam a disponibilidade de matéria orgânica e nutrientes. Detritos orgânicos
são também fatores importantes na cadeia alimentar de rios da Amazônia. Numerosos
estudos têm demonstrado que a inundação de solos nas florestas são responsáveis pelo
aumento e produção de metilmercúrio em camadas ricas em matéria orgânica (Porvari e
Verta, 1995; Kelly et alii, 1997). A decomposição de tecidos frescos de plantas sobre
condições anaeróbias aumenta a produção de metilmercúrio. Trabalhos recentes sobre a
produção de metilmercúrio em incubações “in situ” com 203Hg mostram que durante o
período de cheias a superfície dos solos de florestas de Igapó produzem 10 vezes mais
metilmercúrio que em sedimentos de rios (Guimarães et alii, 1998)
A matéria orgânica nas águas pretas da bacia do Rio Negro, onde segundo
Küchler et alii (1994) 40-50% do carbono orgânico dissolvido é composto por
substâncias húmicas, possui aspectos importantes no ciclo biogeoquímico desses
sistemas aquáticos. Primeiro via complexação, transporte e disponibilização do mercúrio
para o meio aquoso; segundo, regulando a redução do Hg2+ a Hg0. Se por um lado a
presença de substâncias húmicas em águas pretas mostram-se responsáveis pelas altas
concentrações de mercúrio na coluna d’água, por outro lado, ao complexarem com
Hg2+, diminuem a concentração deste substrato para eventual metilação. Em lagos de
água preta as altas concentrações de substâncias húmicas geram um controle
28
fotoregido que desfavorece a conversão do Hg2+ a Hg0 e sua posterior liberação para a
atmosfera, sendo que por outro lado as substâncias húmicas posuem a capacidade de
gerar o Hg0 (Silva, 2002, comunicação pessoal).
29
30
3 Parte experimental
3 1 Instrumentos e materiais utilizados.
3.1.1 Espectrofotômetro de absorção atômica do vapor frio (CVAAS), marca Buck
Scientific, modelo 400-A, acoplado a um sistema de análise por injeção em fluxo,
desenvolvido conforme Pasquini et alii (1988).
3.1.2 Espectrofotômetro de fluorescência atômica do vapor frio, CVAFS-2 Mercury
Analyzer.
3.1.3 Seringa para injeção de vapor saturado de mercúrio, tipo “gas-tight”, de 10, 25 e
100 �L, marca Hamilton.
3.1.4 Frasco gerador de vapor saturado de mercúrio, construído segundo Dumarey et
alii (1985).
3.1.5 Mesa agitadora orbital, marca Cientec, modelo CT145.
3.1.6 Condutivímetro, marca Hanna, modelo HI 8733.
3.1.7 Destilador construído em quartzo, para destilação sub-ebulição de ácido
clorídrico, marca Marconi, modelo MA075.
3.1.8 Analisador de carbono orgânico, marca Shimadzu, modelo TOC 5000.
3.1.9 Analisador elementar, marca Perkin Elmer, modelo 2400, para determinações de
carbono, hidrogênio e nitrogênio em solos.
3.1.10 Purificador de água marca Millipore MilliQ plus.
3.1.11 Areia recoberta por ouro (AFS-24), marca Brooks Rand, para pré-concentração
de mercúrio.
31
3.1.12 Bomba de ar portátil, marca Krypton Air, modelo 400.
3.1.13 Potenciômetro, marca ATI ORION, modelo PerpHect 370.
3.1.14 Eletrodo redox de platina, marca ORION, modelo 96-78-00.
3.1.15 Ultra-som, marca Bransonic, modelo 2210 e frequência de 47 kHz � 6%.
3.1.16 Temporizador marca Chron Trol, modelo XT.
3.1.17 Medidores de vazão de gás marca Oxicamp para medição preliminar e phase
separations Lts., modelo MFS GAS 3 A para ajuste fino.
3 2 Soluções e reagentes.
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3.2.1 So uções e reagentes empregados para determinação de mercúrio
total e reativo
Soluções de referência de íons Hg2+ Soluções referências de Hg2+ na
concentração de 1000 �g L-1 e 1000 ng L-1 são preparadas diariamente, a partir da
diluição adequada da solução estoque marca Merck, de concentração igual a
1,0 g L-1. Estas soluções padrão contêm ainda 50 �L/100,0 mL de uma solução 0,5
% m/v de íons Cr2O72- (Cinética Química) e 1,0 mL/100,0 mL de HCl concentrado
destilado sub ebulição (Mallinckrodt).
Solução de cloreto estanoso 10% (m/v) Obtida a partir da pesagem de cloreto
estanoso (Aldrich) 10 % (m/v) preparado em HCl concentrado destilado sub ebulição
(Mallinckrodt ) 10 % (v/v). Este foi purgado antes da sua utilização com N2 livre de
Hg. A solução foi usada como solução carregadora na determinação de Hg por
CVAAS e na determinação de Hg por CVAFS.
32
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Solução de cloreto de bromo 0,2 mol L-1 (Bloom e Crescelius, 1983) Preparada
por dissolução de 11,0 g de KBrO3 (Alfa-Aesar) e 15,0 g de KBr (Alfa-Aesar) em 200
mL de água destilada, seguida de cuidadosa e lenta adição de 800 mL de HCl
(Mallinckrodt), destilado sob condições sub ebulição em destilador de quartzo. A
solução foi usada na determinação de Hgtotal e orgânico.
3 2 2 Soluções e reagentes empregados para determinação de Hgorgânico
em águas e sedimentos
Solução padrão de metilmercúrio Preparada diariamente a partir da diluição
adequada da solução estoque marca Specpure, de concentração igual a 1,0 g L-1.
Tampão de acetato de potássio 2 mol L-1 Preparado pela adição de 98,0 g de
KC2H3O2 grau analítico (Mallinckrodt) e 60,0 mL de ácido acético glacial (Synth) para
um volume final de 500,0 mL com água ultra-pura (milliQ).
Solução de HCl 10,0 % (v/v) saturada em KCl Preparada por adição de HCl em
água na proporção 10 % (v/v) e adição de KCl (Aldrich) até saturação.
Solução de HCl 6,0 mol L-1 Preparada por adição de 50,0 mL de HCl concentrado
destilado sub-ebulição em um volume de 50,0 mL de água purificada pelo sistema
milliQ.
Diclorometano (Mallinckrot) saturado em água ultra-pura (milliQ)
Solução de hidroxilamina 30 % (m/v) Preparada por diluição de 30,0 g de
cloridrato de hidroxilamina (Mallinckrodt) em 100,0 mL de água ultra-pura (milliQ) e
empregada para neutralizar o excesso de BrCl na determinação de mercúrio total e
33
orgânico por CVAFS. Esta solução é purgada por 1 hora pela passagem de N2 livre de
mercúrio.
3 2 3 Soluções e reagentes empregados para a determ nação de carbono
orgânico total
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✦
. . l
Solução estoque de carbono total de 1000 mg L-1 Preparada pela dissolução
de 2,125 g de biftalato de potássio p.a., seco em estufa a 110 ºC por 2 horas, em
um litro de água destilada.
Solução estoque de carbono inorgânico de 1000 mg L-1 Preparada pela
dissolução de 3,500 g de bicarbonato de sódio p.a, seco em estufa a 110 ºC por 2
horas, e 4,410 g de carbonato de sódio p.a., seco a 270-290 ºC por 1 hora, em um
litro de água destilada desaerada.
3 3 Desenvo vimento experimental
3.3.1. Limpeza das vidrarias destinadas às análises das várias formas de
mercúrio em água e sedimento
Uma etapa fundamental para o sucesso das quantificações das várias formas de
mercúrio em concentrações da ordem de ng L-1 ou menos, consiste na cuidadosa
descontaminação das vidrarias a serem utilizadas. O processo de descontaminação das
vidrarias é um procedimento extremamente demorado e o qual exige cuidados
especiais. Inicia-se o mesmo pela lavagem das vidrarias ao menos cinco vezes com
água ultrapura (milliQ). A seguir as vidrarias são mantidas por 48 horas imersas em
solução de HCl 4,0 mol L-1 de alta pureza a 70 ºC, são novamente lavadas por pelo
menos cinco vezes com água ultrapura (milliQ) e, então, mantidas em um banho de HCl
20 % (v/v) até o momento de sua utilização. Antes da utilização é necessário lavar as
vidrarias ao menos cinco vezes com água ultrapura (milliQ). Neste procedimento de
limpeza, o HCl de alta pureza utilizado na preparação das soluções de limpeza, BrCl e
34
preenchimento dos frascos é obtido a partir da destilação por sub-ebulição do HCl em
destilador de quartzo.
A limpeza das garrafas de Teflon destinadas à análise de Hgorgânico é bem mais
trabalhosa, pois exige uma lavagem exaustiva. As garrafas são lavadas com água
ultrapura e deixadas por 48 horas em banho de HCl 4,0 mol L-1 de alta pureza a 70 ºC.
Em seguida são enxaguadas com água ultrapura abundante e levadas para estufa a
120 ºC por 2 horas. Depois, recebem adição de BrCl 0,2 mol L-1 e após 48 horas, são
então lavadas com água ultrapura e mantidas em um banho de ácido clorídrico 20 %
(m/v). Antes de serem usadas as garrafas são enxaguadas com água ultrapura e secas
em sala limpa classe 100.
Quanto ao material de confecção dos recipientes de coleta de água, garrafas de
polietilenotereftalato (PET) comercializadas como embalagem de água mineral também
foram empregadas com sucesso na coleta de amostras destinada às determinações de
Hgreativo, Hgtotal e Hgorgânico (Fadini e Jardim, 2000). A limpeza destas garrafas
consiste simplesmente no descarte da água mineral, remoção do rótulo e lavagem por
cinco vezes com água ultrapura. A seguir as garrafas são colocadas na capela de fluxo
laminar para secagem. Estas são então embaladas em três sacos de polietileno. Durante
todo o procedimento de coleta foram utilizadas luvas longas de polietileno. As garrafas
foram lavadas várias vezes com a amostra e preenchidas abaixo da superfície da água
em coletas manuais. As coletas foram efetuadas na proa da canoa, de preferência
contra a corrente. O motor de combustão interna foi desligado quando ainda distante do
ponto de coleta e a embarcação foi movida a remo.
Durante as coletas na fase aquosa do experimento em microcosmo também
foram utilizadas luvas de polietileno e os materiais necessários para a coleta foram
retirados de um banho de HCl 20% (v/v). Para as determinações envolvendo
metilmercúrio foram utilizadas luvas de nitrila.
35
3.3.2 Frascos coleta e preservação das amostras destinadas a determinação
de carbono orgânico total
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Frascos de vidro com capacidade de 30 mL e tampas de polietileno revestidas
com membrana de PTFE foram empregados, exibindo ausência de contaminação
quando avaliados através de brancos de campo contendo água de alta pureza. Os
frascos eram previamente lavados com água de alta pureza e secos em estufa a 110 ºC.
As amostras de água transportadas de Manaus - AM para Campinas - SP foram
preservadas pela adição de H3(PO)4 10 % (v/v) até pH 3,0.
3.3.3 Quantif cação de mercúr o reativo e total
O mercúrio reativo e total, neste trabalho, foi quantificado pela técnica
da Espectrofotometria de Fluorescênc a Atômica do Vapor Frio.
Mercúrio reativo
Um volume de 100 mL de amostra foi colocado em um frasco, do tipo lavador
provido de válvula de quatro vias, que recebeu a adição de 2 mL de solução de cloreto
estanoso 10% (m/v) em HCl 10% (v/v) previamente purgado por 30 minutos com
nitrogênio livre de Hg, a uma vazão de 500 mL min-1.
O frasco contendo a amostra foi purgado com argônio a uma vazão de 300 mL
min-1 por 15 minutos, sendo o gás efluente levado até uma coluna de quartzo ou vidro
(55x4 mm d.i.) contendo 0,36 g de areia recoberta por ouro (AFS-24 da BrooksRand).
Mercúrio total
A determinação de mercúrio total foi feita pela adição ao frasco lavador de 100
mL da amostra previamente oxidada pela adição de 10 mL L-1 de uma solução de
cloreto de bromo 0,2 mol L-1. À temperatura ambiente, esta solução causa a oxidação
das formas orgânicas de mercúrio em 30 minutos (Szakácss et alli, 1980), deixando o
metal disponível para a redução pela ação do cloreto estanoso. Em seguida foram
adicionados 4 mL L-1 de solução de cloridrato de hidroxilamina 30 % (m/v) para a
36
redução do excesso de cloreto de bromo, o qual ataca as colunas contendo areia
recoberta por ouro. A amostra é então colocada em frasco extrator como descrito no
procedimento de quantificação de mercúrio reativo descrito acima.
Quantificação de mercúrio dissolvido gasoso (MDG)��
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A quantificação de MDG foi realizada pela adição de 100,0 mL da amostra em
uma garrafa de água mineral de 500 mL, construída do tipo de um frasco extrator. A
amostra é purgada com Ar livre de Hg por 30 minutos e o Hg0 aí dissolvido é coletado
em uma coluna contendo areia recoberta por ouro adaptada na saída, sendo que antes
desta há uma coluna de cal sodada, para retenção dos vapores de umidade. A
quantificação é feita por CVAFS.
Descrição do método de CVAFS
O método de CVAFS (Figura 3.1) é baseado no aquecimento de uma coluna de
areia recoberta por ouro, enrolada por um fio de níquel-cromo (R = 1,2 �), o qual
quando submetido a uma tensão de 10 V, por um período de 45 segundos, libera o
mercúrio até então aí adsorvido, para o interior da cela de absorbância do
espectrofotômetro.
O gás utilizado como arraste (argônio comum), é purificado através de sua
passagem por uma coluna (coluna de limpeza), consistindo de um tubo de quartzo,
preenchido com areia recoberta de ouro, fechado nas extremidades por lã de vidro, ao
qual está enrolado um fio de níquel-cromo.
Diariamente esta coluna é submetida a cerca de cinco ciclos de
aquecimentos/esfriamentos, pela aplicação de uma tensão de 10 V ao fio de níquel-
cromo, para limpeza da areia recoberta por ouro. Durante o processo de limpeza, um
fluxo de Ar é mantido através da coluna.
Além da coluna de limpeza, o sistema contem a coluna extratora (utilizada para
a amalgamação do Hg0 extraído das amostras) e a coluna analítica. O temporizador é
utilizado para programar o tempo de aquecimento (45 segundos) e resfriamento (2
37
minutos). Com auxílio dos conectores elétricos a coluna extratora é aquecida e os
vapores de Hg0 são amalgamados na coluna analítica; logo após, a coluna extratora é
esfriada. A seguir, a coluna analítica é aquecida e o conteúdo de Hg0 é quantificado no
CVAFS e um novo ciclo de operação é iniciado.
CVAFS
Ventilador
Temporizador
Coluna analítica Coluna extratora
Coluna de limpeza
Conectoreselétricos
Argônio
Varivolt
Figura 3.1. Diagrama do sistema para detecção de Hg0 usando espectrofotômetro de
fluorescência atômica do vapor frio.
3.3.4 Quantif cação de meti mercúr o por CVAFSi l i
A quantificação de metilmercúrio foi realizada por CVAFS, utilizando BrCl
0,02 mol L-1. Foram testados a adição de 0,5; 1,0 e 1,5 mL de solução de cloreto de
bromo para um intervalo de concentração de metilmercúrio de 0,0 a 30 ng L-1.
Realizou-se um estudo com os tempos de 15 e 30 minutos de repouso da
amostra, após a adição da solução de cloreto de bromo 0,2 mol L-1, para poder inferir
qual o tempo necessário para que houvesse a completa destruição do metilmercúrio
adicionado. Em seguida a amostra recebe a adição de 4 mL L-1 de solução de cloridrato
de hidroxilamina 30 % (m/v). Aguardam-se 5 minutos e então a amostra é colocada em
um frasco extrator contendo 2 mL de solução de cloreto estanoso 2% (m/v), e
quantificada por CVAFS.
38
3 3 5 Quant ficação de Hgorgânico em amostras de água, utilizando o
metilmercúrio como modelo
. . . i
As várias formas de Hgorgânico são quantificadas em amostras de água por uma
adaptação da técnica descrita por Bloom (1989) consistindo na etilação em fase aquosa
à pH 5,0 com tetraetilborato de sódio, a partir da tomada de uma alíquota de 60,0 mL
de amostra e adição de 5,0 mL de solução de HCl 10,0 % (v/v) saturada em KCl. A
amostra recebe 40 mL de diclorometano e é agitada em centrífuga a 1500 rpm por 1
hora. Logo após adiciona-se 1,0 mL de solução tampão acetato (pH 4,5), agita-se em
centrífuga à 3000 rpm por 30 minutos e faz-se a separação da camada orgânica da
aquosa, sendo a camada orgânica transferida para uma matriz contendo 5,0 mL de
água milliQ. A fase orgânica é eliminada através de aquecimento a 45 ºC, sendo os
resíduos de diclorometano eliminados por passagem de um fluxo de N2 livre de
mercúrio. Logo após, realiza-se uma etapa de derivatização com NaBH4 a partir da qual
a amostra é quantificada por cromatografia gasosa ou líquida.
A adaptação proposta consiste na tomada de uma alíquota de 100,0 mL da
amostra em um frasco de Teflon de 500 mL. Em seguida são adicionados 5,0 mL de
solução de KCl saturada em HCl 10,0 % (m/v), 40 mL de cloreto de metileno
(Mallinckrodt) saturado em água milliQ e 1,0 mL de solução tampão acetato (pH 4,5). A
amostra é agitada por 14 horas em mesa agitadora orbital a 150 rpm. A camada aquosa
é decantada e a fase orgânica contendo o cloreto de metileno é transferida para um
outro frasco de Teflon, através de um funil de separação, contendo 100,0 mL de água
ultrapura. A amostra é então purgada com N2 (purificado através de sua passagem por
uma coluna que consiste de um tubo de quartzo, preenchido com areia recoberta por
ouro) para remover o cloreto de metileno, à temperatura ambiente.
O Hgorgânico da amostra original é então transferido para uma matriz de alta
pureza (água ultrapura). Neste ponto, faz-se a destruição do Hgorgânico por adição de
1,0 mL de cloreto de bromo 0,02 mol L-1 e aguarda-se 30 minutos para a reação se
processar. O excesso de cloreto de bromo é reduzido por adição de 400 �L de
hidroxilamina 30 % (m/v). Após 5 minutos de repouso a amostra é transferida para um
39
frasco extrator, com adição de 2,0 mL de cloreto estanoso e borbulhado por 15 minutos,
sendo os vapores de mercúrio adsorvidos em uma coluna de areia recoberta por ouro
como descrito na quantificação de mercúrio reativo. A quantificação de Hgorgânico é
realizada em CVAFS como descrito no item 3.3.3.
Em seguida, realizou-se um teste nas mesmas condições, alterando-se o volume
de amostra de 100 para 300 mL. Realizou-se, também um teste de recuperação para a
adição de 10 ng L-1 de metilmercúrio.
O procedimento foi estabelecido após uma série de tentativas de se melhorar a
extração, no menor tempo possível e maior recuperação. Para isto, realizou-se testes de
recuperação de metilmercúrio por centrifugação das amostras por 30, 60 e 90 min a
1500 e 3000 rpm; sonicação por 10, 20 e 30 minutos e agitação em mesa agitadora
orbital por 30 min, 2 h e 14 h a 150 rpm.
Um estudo da secagem da fase orgânica foi realizado por aquecimento desta a
45oC, a 35oC e à temperatura ambiente por passagem de N2 livre de mercúrio na
amostra. Para eliminar os problemas com a perda do cloreto de metileno durante a
extração, foi realizado um teste por saturação do cloreto de metileno com água
ultrapura antes deste ser adicionado na amostra.
Além disto tentou-se utilizar colunas Sep-Pak para pré-concentrar o Hgorgânico.
Realizou-se testes variando-se a velocidade de vazão da bomba peristáltica, bem como
utilização de metanol e diclorometano como eluente.
3.3.5.1. Estudo dos interferentes
�� Avaliação da eficiência de extração de Hgorgânico na presença de Hg2+
O teste consistiu na contaminação das amostras de água ultrapura com 0,0; 5,0;
10,0 e 20,0 ng L-1 de Hg2+, sendo que para alíquotas de 100,0 mL de água foram
adicionados 0; 500; 1000 e 2000 �L de uma solução padrão de 1000 ng L-1 de Hg2+,
preparadas como descrito no item 3.2.1. A determinação de Hgorgânico nestas
amostras de água foi feita de acordo com o item 3.3.5. Para este teste foi analisado a
fase aquosa e a orgânica.
40
Avaliação da eficiência da extração de Hgorgânico em águas na presença
de Hg2+ e ácido húmico
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��
O procedimento para avaliação do efeito de Hg2+ e ácido húmico na extração de
Hgorgânico de amostras de água consistiu na realização de oito ensaios. Os dois
primeiros ensaios consistiram de dois brancos nas concentrações de 10,0 e 30,0 ng L-1
de ácido húmico; em outros dois ensaios foram adicionados 10,0 e 30,0 ng L-1 de Hg2+.
O quinto ensaio consistiu na adição de 10,0 ng L-1 de ácido húmico e 10,0 ng L-1 Hg2+.
No sexto ensaio foi adicionado 30,0 ng L-1 de ácido húmico e 30,0 ng L-1 de Hg2+. No
sétimo foi adicionado 10,0 ng L-1 de ácido húmico e 30,0 ng L-1 de Hg2+ e no oitavo
houve adição de 30,0 ng L-1 de ácido húmico e 10,0 ng L-1 de Hg2+. Estas concentrações
foram preparadas a partir da retirada de alíquotas de solução padrão de ácido húmico
100 ng L-1 e de solução padrão de Hg2+ na concentração de 1000,0 ng L-1. As amostras
foram deixadas em repouso por 12 horas para que houvesse o equilíbrio entre o Hg2+ e
o ácido húmico e analisadas de acordo com o item 3.3.5.
Avaliação da eficiência de extração de Hgorgânico na presença de Hg0
Foi realizado um teste utilizando água ultrapura (milliQ) e para tal foi necessário
a contaminação desta com uma concentração aproximada de 700 ng L-1 de Hg0
(concentração máxima encontrada nos microcosmos). Considerando a dificuldade para
pesar 700 ng de Hg0 e que o preparo de uma solução concentrada para posterior
diluição não seria possível devida a volatilidade do Hg0 e não ser totalmente solúvel em
água, foi feito um experimento, o qual aparentemente é a melhor maneira de conseguir
obter a concentração desejada de MDG na água: transferiram-se 2,4831 g de Hg (0)
para uma garrafa de PET e esta foi tampada. A tampa continha dois orifícios, aos quais
foram introduzidos borrachas de silicone. Um dos orifícios recebeu a passagem de N2
(livre de Hg), a uma vazão mínima e o outro encontrava-se conectado a uma segunda
garrafa de água mineral de 1 L contendo 800 mL de água ultrapura. A passagem de N2
foi mantida, a uma vazão mínima, por 10 minutos e, em seguida, determinou-se a
41
concentração de MDG na segunda garrafa contendo os 800 mL de água. Logo após fez-
se a extração do Hgorgânico e a quantificação foi realizada por CVAFS.
3.3.5.2 Anál se de Hgorgânico em amostras de água coletadas em
campanha para a Bacia do Rio Negro, Amazônia, no per odo de
24/01/02 a 04/02/02
i
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As amostras de água foram coletadas em garrafas de água mineral pré-lavadas
com água ultrapura conforme já descrito no item 3.3.1 e, em seguida, realizou-se a
extração do Hgorgânico. A fase orgânica foi armazenada em frascos de vidro
(descontaminados segundo o item 3.3.1.) com batoques revestidos com fita veda-rosca
(Teflon). Os frascos de vidro foram congelados e transportados para o Laboratório de
Química Ambiental (LQA) da Unicamp, onde as amostras foram analisadas o mais rápido
possível.
Realizaram-se testes de perdas de metilmercúrio durante o transporte e efeito de
matriz por adição de metilmercúrio na fase orgânica e nas amostras de água antes de
realizar a extração.
Descrição dos locais de coleta
Realizaram-se duas coletas no Lago Iara (típico lago de água preta), sendo uma
de perfil espacial (superfície, 1 metro e 3 metros), e a outra de perfil temporal (9; 12;
17:40; 23:50; 6:35 e 12 h, durante os dias 27 e 28/01/02), todas na superfície do lago.
O Igarapé Arupiaú, localizado próximo ao Lago Iara, apresentava aparentemente uma
transição entre águas pretas e brancas, durante o seu percurso. Com o objetivo de
avaliar a dinâmica do Hgorgânico em águas pretas e brancas, realizou-se uma coleta de
perfil espacial (superfície), em quatro pontos ao longo do Igarapé, no sentido foz/
nascente. Foi ainda realizada uma coleta no Lago Araçá (água branca, apenas no
horário das 22:05 h) e no Rio Branco (rio típico de água branca), coleta de perfil
temporal, sendo uma amostra coletada às 12 h e a outra às 22:05 h.
42
Além do Hgorgânico foram determinados nestas amostras os parâmetros: pH,
temperatura, condutividade, oxigênio dissolvido (OD), COT e CO2. A determinação de
pH, temperatura, condutividade e oxigênio dissolvido foram realizados em campo por
utilização de eletrodos calibrados no local. As amostras para análise de COT foram
preservadas com H3PO4 10% (v/v) e congeladas.
3 3 6 Quant ficação da Hgorgânico em amostras de sedimentos, utilizando o
metilmercúrio como modelo
. . . i
A quantificação de Hgorgânico em sedimentos foi realizada por adaptação da
técnica descrita por Hintelmann et alii (1997) a qual consiste na adição de 5,0 mL de
solução de HCl 6,0 mol L-1 a um tubo de Teflon contendo 0,5-2,0 g de sedimento úmido.
Agita-se por 30 minutos em centrífuga a 3000 rpm. Em seguida adicionam-se 15,0 mL
de cloreto de metileno e faz-se agitação por 1 hora. Finalmente, em 2,0 mL da fase
orgânica são adicionados 45 mL de água MilliQ. A amostra é aquecida a 45 ºC e
purgada com N2 por 30 minutos para remoção do solvente. Adicionam-se então 50 �L
de tampão NaAc e analisa-se a solução por etilação isotérmica em CG-AFS. Para análise
por CG-ECD faz-se adição de 1,0 mL de tolueno e agita-se por 15 minutos, em seguida
por 15 minutos em centrífuga a 3000 rpm; a camada de tolueno é transferida para um
vial fechado e armazenada a 4ºC até o momento de análise.
O método atual adapatado para a análise de Hgorgânico de sedimento consiste
na adição de 5,0 mL de uma solução de HCl 6,0 mol L-1 em uma garrafa de Teflon,
contendo 0,5-2,0 g de sedimento úmido. A mistura é então sonicada por 15 minutos em
banho de ultra-som. Em seguida são adicionados 10,0 mL de CH2Cl2 e agita-se em
agitador orbital por 14 horas a 150 rpm.
Em seguida, realiza-se a separação da camada orgânica da aquosa, sendo a
camada orgânica transferida para um recipiente contendo 100 mL de água milliQ. Neste
ponto, segue-se conforme descrito no item 3.3.5.
43
Para a otimização do método, realizou-se testes de recuperação por
centrifugação da amostra por 30 e 60 min a 1500 e 3000 rpm; sonicação por 10, 20 e
30 minutos e agitação em mesa agitadora orbital por 2 e 14 h a 150 rpm.
3.3.7. Recuperação de Hgorgânico em amostras de águas e sedimentos
i
��
A investigação da eficiência dos dois métodos descritos em 3.3.5 e 3.3.6 na
extração do Hgorgânico, foi realizada por meio de testes de recuperação de
metilmercúrio na forma de Hgorgânico nas amostras de sedimento e água disponíveis
no Laboratório de Química Ambiental (LQA). Os sedimentos eram provenientes da
Amazônia, sendo os locais Lago Calado (águas brancas), Lago Iara (analisado por
profundidade de 2 em 2 cm, de águas pretas), Lago Araçá (águas brancas), e também
do Rio das Pedras, localizado próximo a Campinas - SP. As amostras de água eram
provenientes do Rio Negro (Amazônia).
As amostras de sedimento do Lago Calado foram contaminadas com 0,25, 0,50;
1,00 e 2,00 ng de metilmercúrio e as amostras de água do Rio Negro foram
contaminadas com 2,5; 5,0; 10,0 e 20,0 ng L-1 de metilmercúrio. As amostras de
sedimento dos Lagos Araçá, Iara e Rio das Pedras foram contaminadas com 1,00 ng de
metilmercúrio. Em todas as amostras foi preparado um branco como controle.
3.3.8. Quantif cação de carbono orgânicoPara quantificação do teor de carbono foi utilizado equipamento marca Shimadzu,
modelo TOC 5000, que utiliza a técnica de oxidação catalítica a alta temperatura
(HTCO). Este equipamento apresenta detecção de CO2 por meio de um detetor de
infravermelho não dispersivo, e uma construção e operação permitindo a quantificação
de carbono total, inorgânico e orgânico.
Quantificação do teor de carbono orgânico dissolvido (COD)
Para a determinação de COD, realizou-se uma filtração das amostras com filtros e
0,45 �m.
44
3.3.9. pH
. . .
i
Determinou-se o pH das amostras de água dos dois microcosmos empregando-se
um pHmetro (ATI ORION – PerpHect 370) com calibração do pH no intervalo entre 4,0
– 7,0.
3.3.10. EH (Potencial redox)
A determinação do potencial redox foi realizada por imersão de um eletrodo
redox de platina(ORION - 96-78-00) na amostra de água. A calibração deste é realizada
por leitura de um tampão redox de sulfato ferroso e férrico de amônio (+475 mV, para
a cela Ag, AgCl, KCl (4,0 mol L-1)/solução de sulfato ferroso e férrico de amônio/Pt, a
25 �C).
3 3 11 Análise elementar em sedimentos
As determinações de carbono (C), hidrogênio (H), e nitrogênio (N) (análise
elementar) total e orgânico nos sedimentos foram feitas através de um Analisador
Elementar (Perkin Elmer – 2400).
Para a análise elementar total, uma massa de aproximadamente 0,2500 g da
amostra foi deixada na estufa, em placa de petri, a 50 �C, por 24 horas. Em seguida a
amostra foi homogeneizada e analisada.
Para a determinação de carbono orgânico, uma massa de aproximadamente
0,2500 g da amostra foi deixada na estufa, em placa de petri, a 50 �C, por 24 horas. Em
seguida a amostra recebeu 2,0 mL de HCl 1,0 mol L-1 e foi homogeneizada. As amostras
foram colocadas em estufa por 24 horas para evaporação do ácido e, em seguida,
analisadas.
3.3.12. Determ nação do teor de umidade nos sedimentos
O teor de umidade em sedimentos foi determinado por pesagem de
aproximadamente 20,0000 g de sedimento homogeneizado e úmido em vidro de
45
relógio. Estes foram levados à estufa por 14 horas a 105 ºC. Em seguida realizou-se as
pesagens das massas secas até peso constante.
3.3.13. Quantificação de CO2
.
✦
A determinação de CO2 foi realizada de acordo com o método descrito por
Guimarães (1990) e aperfeiçoado por Almeida (1998). Os resultados foram expressos
em mol L-1.
3 4 Experimentos em microcosmos
Montagem dos microcosmos
Em todos os experimentos a homogeneização do sedimento em presença de Hg0
foi realizada por agitação com um bastão de vidro por 2 horas. As amostras de água e
sedimento utilizadas estavam disponíveis no laboratório. Os microcosmos foram
montados em recipientes de vidro com tampa de plástico, sendo que nesta foram feitos
dois orifícios aos quais foram conectados duas mangueiras de silicone. Uma das
mangueiras funcionou como entrada de ar e a outra como saída. Para o experimento
em condições anaeróbias foi introduzido nitrogênio e para o experimento em condição
aeróbia foi introduzido oxigênio, ambos livres de mercúrio e à vazão de 300 mL min-1. O
sistema apresentava um orifício de saída com mangueira conectada a um frasco
contendo solução de permanganato de potássio 1 % (m/v), para oxidação do Hg0
liberado.
Um esquema dos microcosmos montados encontra-se ilustrado na Figura 3.2. Foi
realizado um acompanhamento de MDG, Hgreativo, Hgorgânico, Hgtotal, carbono
orgânico total (COT), pH e potencial redox, na fase aquosa, diariamente, por abertura
do microcosmo e utilização de um frasco de 100 mL de Teflon e Hgtotal, Hgorgânico e
C, H e N total nos sedimentos (somente no primeiro e no ultimo dia). No orifício de
saída do microcosmo que estava conectado ao frasco de permanganato de potássio foi
colocada uma coluna contendo areia recoberta por ouro por 15 e 30 minutos e foi
determinada a quantidade de Hg0 liberado.
46
Figura 3.2 Ilustração de montagem dos microcosmos em meio aeróbio e anaeróbio.
3.4.1. M crocosmos exploratórios em condições bióticasi
Microcosmos são experimentos feitos em laboratório tentando reproduzir as
condições reais encontradas na natureza. Inicialmente pretendia-se trabalhar com
experimentos em microcosmos na relação água: sedimento seco de 4,0:1,0, porém isto
não foi possível devido a umidade no sedimento ser muito variada e sua quantificação
era realizada imediatamente após a montagem do microcosmo, não sendo portanto
possível trabalhar exatamente com a relação pré-estabelecida.
a) Meio aeróbio (micro 1)
O experimento consistiu da adição de 497,4 g de sedimento úmido (teor de
umidade de 83%) do Lago Araçá, e incubação deste por adição de 0,5152 g de Hg0, ou
seja 0,1 % (m/m) de Hg0 no sedimento. Em seguida foram adicionados 1359,0 g de
água do Rio Negro, proporcionando uma relação água:sedimento seco de 3,3:1,0.
47
b) Meio anaeróbio (micro 2)
Adição de 548,1 g de sedimento úmido (teor de umidade de 83%) do Lago Araçá
e incubação deste por adição de 0,5254 g de Hg0, ou seja 0,1 % (m/m) de Hg0 no
sedimento. Em seguida foram adicionados 1338,3 g de água do Rio Negro,
proporcionando uma relação água:sedimento seco de 2,9:1,0.
3.4.2 Condições bióticas
a) Meio aeróbio (micro 3)
O experimento consistiu da adição de 507,6 g sedimento úmido (teor de umidade
de 71%) do Lago Iara (coletado em Fevereiro de 2001) e incubação deste por adição de
0,5700 g de Hg0, ou seja 0,1 % (m/m) de Hg0 no sedimento. Em seguida foi adicionado
2320,7 g de água ultrapura, proporcionando uma relação água:sedimento seco de
6,4:1,0.
b) Meio anaeróbio (micro 4)
Adição de 504,2 g de sedimento úmido (teor de umidade de 71%) do Lago Iara
(coletado em Fevereiro de 2001) e incubação deste por adição de 0,5213 g de Hg0, ou
seja 0,1 % (m/m) de Hg0 no sedimento. Em seguida foram adicionados 2239,5 g de
água ultrapura, proporcionando uma relação água:sedimento seco de 6,2:1,0.
3.4.3 Condições ab óticasi
Os microcosmos em condições aeróbias e anaeróbias foram montados com água
e sedimento autoclavados por 45 e 160 minutos respectivamente, a 120 ºC e
1 Kgf cm-1. Todos os materiais foram autoclavados nas mesmas condições por 20
minutos e, em seguida, mantidos em banho de álcool iodado.
Um esquema ilustrativo do experimento montado encontra-se na Figura 3.2, com
uma pequena alteração que foi a introdução de uma coluna (anterior ao frasco
contendo água ultrapura) contendo algodão autoclavado, com o objetivo de reter
microorganismos presentes na linha de ar (N2 ou ar atmosférico). Estas colunas de
48
algodão foram substituídas a cada 3 dias. Existem filtros especiais com este objetivo,
porém a relação custo/benefício não é satisfatória e as colunas com algodão possuem a
mesma eficiência desses filtros.
Para a coleta das amostras de água foi avaliado a possibilidade de se montar um
sistema em que a água fosse coletada por uma bomba, sem a necessidade a abertura
dos microcosmos, evitando desta maneira a entrada de microorganismos. Por outro lado
este sistema causaria um grande problema que seria a evasão forçada de Hg0 para o ar.
Devido a esta restrição optou-se por abrir os microcosmos com uma freqüência menor
que a utilizada para os experimentos em condições bióticas e realizar um
acompanhamento da quantidade de microorganismos na fase aquosa.
Ambos experimentos foram montados com água: sedimento seco na relação
5,4:1,0 e 5,2:1,0 respectivamente, para as condições aeróbias e anaeróbias. As massas
pesadas de água, sedimento úmido e Hg0 foram de 1601,1; 382,4 (teor de umidade de
80%); 0,3418 e 1871,3; 425,9 (teor de umidade de 80%) e 0,4220 g respectivamente
para as condições aeróbias (micro 5) e anaeróbias (micro 6).
49
50
4 Resultados e d scussõesi
. i4 1 Métodos de quant ficação utilizados.
Quando se trata da determinação de Hg, um dos problemas enfrentados diz
respeito à contaminação com Hg atmosférico. Neste trabalho foi necessária a utilização
de uma sala limpa (classe 100), a qual tem como função apresentar um ambiente mais
limpo para a determinação de Hg nas diferentes formas, nos níveis de concentração de
ng L-1.
A determinação de MDG; Hgreativo, Hgtotal e também da calibração com vapor
saturado de Hg0 do equipamento (CVAFS), como descrito por Dumarey et alii (1985), já
vinham sendo realizadas no laboratório. Optou-se por utilizar o mesmo tipo de
procedimento.
0,0 2,5 5,0 7,5 10,0 12,5 15,0 17,5 20,00,0
30,0
60,0
90,0
120,0
150,0
180,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�4,25595�3,52173B�8,49691�0,37392
R�SD�N�P0,99615�6,31473�6�<0.0001
Res
post
a an
alíti
ca/ m
V
Concentração de Hg2+/ ng L-1
Figura 4.1 Curva analítica para quantificação de mercúrio reativo, por redução de Hg2+
com cloreto estanoso, utilizando-se frasco extrator (LD=0,2 ng L-1,
calculado como descrito em 4.1.1).
51
0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 0,120,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�7,4747� 5,86068B�4077,52424�99,06362
R�SD�N�P0,99735�10,38988�11�<0.0001
Res
post
a an
alíti
ca/ m
V
Quantidade de Hg (0)/ ng
Figura 4.2 Curva analítica para quantificação de MDG, obtida por injeção de 0,0; 10,0;
20,0; 30,0; 40,0; 50,0; 60,0; 70,0; 80,0; 90,0 e 100,0 �L de vapor
saturado de Hg0 a 26 ºC, como descrito por Dumarey et alii (1985).
As Figuras 4.1 e 4.2 ilustram duas maneiras diferentes de calibrar o CVAFS,
sendo, a redução do Hg2+ com cloreto estanoso em frasco extrator e a outra por injeção
de vapor saturado de Hg0 diretamente na coluna de areia de ouro, respectivamente.
Neste trabalho, utilizam-se o primeiro procedimento (Figura 4.1) para a quantificação de
Hgreativo e Hgtotal, e o segundo procedimento (Figura 4.2) para a quantificação de
MDG.
O CVAFS quantifica apenas Hg0. A literatura cita a quantificação de Hgorgânico
utilizando a cromatografia como método de quantificação final. A utilização de um
oxidante forte para a destruição do metilmercúrio e posterior redução deste para Hg0,
com cloreto estanoso, tornaria possível a quantificação do Hgorgânico por CVAFS.
Segundo Baeyens et alii (1996), o Cl2 destrói o metilmercúrio, e o cloreto de bromo
(KBr/KBrO3 em meio ácido) produz Cl2 “in s tu”. Além disto, Jian e McLeod (1992)i
52
propuseram um método utilizando um sistema FIA acoplado ao CVAFS para a separação
de mercúrio inorgânico de metilmercúrio por utilização de uma coluna contendo
sulfídrila e algodão, a seguir, o Hgorgânico era eluído desta por passagem de HCl
3 mol L-1 e oxidado com BrCl para Hg2+, sendo posteriormente reduzido com SnCl2 e
quantificado por CVAFS. O método proposto apresentava limite de detecção de 6 ng L-1,
com possibilidade de quantificar Hgorgânico por CVAFS. Com base nos trabalhos acima,
tentou-se quantificar metilmercúrio em CVAFS, após oxidação deste com BrCl e redução
com cloreto estanoso. Os resultados obtidos encontram-se ilustrados na Figura 4.3.
0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0-50,0
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
350,0
Res
post
a an
alíti
ca/
mV
0,5 mL de BrCl 0,02 mol L-1
1,0 mL de BrCl 0,02 mol L-1
1,5 mL de BrCl 0,02 mol L-1
Concentração de metilmercúrio/ ng L-1
Figura 4.3 Resposta do CVAFS frente à adição de 0,5; 1,0 e 1,5 mL de cloreto de
bromo 0,2 mol L-1 para oxidação de 0,0; 5,0; 10,0; 20,0 e 30,0 ng L-1 de
metilmercúrio (tempo de reação de 30 minutos).
A Figura 4.3 indica que a melhor quantidade de cloreto de bromo para oxidação
do metilmercúrio, no intervalo entre 0,0 a 30,0 ng L-1, é 1,0 ou 1,5 mL para
53
quantificação por CVAFS. A utilização de 1,0 mL de BrCl foi escolhida por causar menor
problema de contaminação (Figura 4.4).
0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0
0,0
40,0
80,0
120,0
160,0
200,0
240,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�11,88114�6,70804B�7,07291�0,40451
R�SD�N�P0,99352�9,76985�6�<0.0001
Res
post
a an
alíti
ca/
mV
Concentração de metilmercúrio/ ng L-1
Figura 4.4 Curva analítica para quantificação de metilmercúrio, após oxidação com BrCl
e posterior redução com cloreto estanoso, utilizando-se frasco extrator
(LD=2,0 ng L-1, calculado como descrito em 4.1.1).
Devido a problemas com a reprodutibilidade entre as medidas, foi necessário
utilizar um redutor prévio para redução do excesso de cloreto de bromo. O BrCl influi na
eficiência da coluna de areia recoberta por ouro, sendo necessário a utilização de uma
solução de cloridrato de hidroxilamina 30,0 % (m/v) (Figura 4.4), na proporção de 400
�L para cada 1,0 mL de cloreto de bromo 0,2 mol L-1. O possível aumento de
contaminação pela introdução de mais um reagente foi eliminado pela purga do
cloridrato de hidroxilamina por 1 hora com N2 livre de mercúrio, antes de sua utilização.
Durante este trabalho, as extrações de Hgorgânico em amostras de água e
sedimento fornecem o chamado “Hgorgânico”, devido às leituras serem feitas no
CVAFS, não sendo assim possível a especiação das várias formas orgânicas do mercúrio.
54
As extrações utilizando o metilmercúrio funcionaram muito bem (itens 4.2 e 4.3),
podendo este ser utilizado como modelo.
4 1 1 Cálculo do limite de detecção. .
O limite de detecção, para a quantificação de Hgorgânico, em água utilizando o
metilmercúrio, como modelo, foi calculado de acordo com a equação 3, sendo os
valores necessários para o cálculo listados na tabela 4.1. O limite apresentou um valor
de 1,8 ng L-1 para um volume de amostra de 100 mL, o que representa 0,9 pmol L-1.
MBranco + 3 �branco = 13,88114 + 7,09291 x (3)
TABELA 4.1 Valores obtidos na leitura de 10 brancos de Hgorgânico e parâmetros da
curva analítica obtida para o mesmo dia.
Brancos Resposta/ mV
1 20,98
2 21,36
3 22,10
4 23,48
5 20,56
6 20,63
7 20,59
8 25,10
9 26,10
10 19,96
Média (MBranco) 22,09
Desvio padrão (�branco) 2,11
Equação da reta y = 13,88114 + 7,09291 x
4.2 Extração e recuperação de Hgorgânico de amostras de águas
55
Como mencionado no item 3.3.5, os primeiros testes de extração de Hgorgânico
foram realizados em amostra de água, devido esta ser uma matriz mais simples que o
sedimento, e também por ser necessário o desenvolvimento deste método para a
determinação de Hgorgânico na fase aquosa do microcosmo e em possíveis amostras
ambientais a serem analisadas.
A determinação de Hgorgânico em águas partiu de uma adaptação do método
descrito por Bloom (1989). Estas adaptações foram necessárias devido à não
recuperação do metilmercúrio adicionado antes do processo de extração. O primeiro
teste realizado para a adaptação do método foi a avaliação da possível perda do
metilmercúrio, durante a secagem da fase orgânica. Uma recuperação de metilmercúrio
de 99,6 % foi obtida para o arraste do diclorometano sem aquecimento, apenas por
passagem de N2 livre de Hg (Figura 4.5).
0,0 5,0 10,0 15,0 20,00,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�1,60933�8,22155B�11,6216�0,67129
R�SD�N�P0,99503�10,61397�5�4,19957E-4
Resp
osta
ana
lític
a/m
V
Concentração de metilmercúrio/ ng L-1
Figura 4.5 Recuperação de metilmercúrio na fase orgânica, teste de evaporação do
CH2Cl2 à temperatura ambiente.
Os testes realizados, alterando-se o tempo e a velocidade de centrifugação, não
foram satisfatórios devido aos baixíssimos valores de recuperação do metilmercúrio (5-
10%). Dos testes realizados utilizando ultra-som e centrífuga, os valores de recuperação
56
foram menores que 10% do metilmercúrio adicionado. Dos testes realizados utilizando
mesa agitadora orbital, a agitação por 14 horas foi a que apresentou melhor valor de
recuperação, no intervalo entre 57-110%. Apesar deste teste ter apresentado bons
resultados, não foi possível recuperar todo o cloreto de metileno após a separação da
camada orgânica da aquosa. Porém, a utilização de cloreto de metileno saturado em
água resolveu este problema, ainda causando elevação no valor das recuperações de
metilmercúrio.
A alteração do volume utilizado para extração de Hgorgânico, na amostra de
água natural de 100 para 300 mL, mantendo-se constante o volume dos reagentes
utilizados no método atual, não causou problemas quanto à eficiência de extração do
Hgorgânico. A recuperação de metilmercúrio foi de 95 % para o padrão de 10 ng L-1.
Esta alteração no método, foi muito importante devido a baixa concentração do
Hgorgânico encontrado em águas naturais.
Nos testes realizados para pré-concentrar metilmercúrio em colunas Sep-Pak, o
principal problema foi a falta de reprodutibilidade entre as medidas. Guimarães também
não obteve sucesso nas tentativas realizadas para pré-concentrar metilmercúrio em
colunas Sep-Pak (Guimarães, 2002, comunicação pessoal).
Recuperação de metilmercúrio em amostras de água natural��
A realização de testes de recuperações de metilmercúrio como Hgorgânico, em
água ultrapura e em amostras de águas naturais, apresentou reprodutibilidade nas
extrações realizadas em amostras de água ultrapura, com quantidades conhecidas de
metilmercúrio adicionadas. Foram testadas amostras de água do Rio Negro, que haviam
sido coletadas em uma expedição feita em 1998, para observar se o método era
aplicável em amostra de água natural, por recuperação de quantidades conhecidas de
metilmercúrio adicionados nestas amostras.
57
0,0 5,0 10,0 15,0 20,00,0
30,0
60,0
90,0
120,0
150,0
180,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�6,92533�5,00506B�7,6088�0,40866
R�SD�N�P0,9957�6,46151�5�3,3816E-4
Resp
osta
ana
lític
a/m
V
Concentração de metilmercúrio/ ng L-1
Figura 4.6 Recuperação de Hgorgânico, a partir da adição de 0,0; 5,0; 10,0; 15,0 e
20,0 ng L-1 de metilmercúrio, em uma amostra de água natural do Rio
Negro.
A Figura 4.6, mostra que houve linearidade na recuperação de metilmercúrio no
intervalo entre 0,0 à 20,0 ng L-1, indicando que modificado é adequado para aplicações
em amostras de água natural do Rio Negro.
58
0,0 25,0 50,0 75,0 100,0 125,0 150,0 175,00,0
25,0
50,0
75,0
100,0
125,0
150,0
175,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA� 0,88796�3,88567B� 0,97277�0,03848
R�SD�N�P0,99766�4,7679�5�1,35703E-4
Res
post
a an
alíti
ca d
a am
ostra
/mV
Resposta analítica do padrão/ mV
Figura 4.7 Relação entre as respostas de Hgorgânico nas amostras de água do Rio
Negro, para adição de 0,0; 5,0; 10,0; 15,0 e 20,0 ng L-1 de metilmercúrio,
frente ao padrão analítico.
A Figura 4.7, mostra relação linear entre as respostas analíticas, sendo nas
ordenadas, a recuperação de mercúrio orgânico em amostra de água do Rio Negro
(Figura 4.6) e da curva analítica, nas abcissas, ambas obtidas por adição de 0,0; 5,0;
10,0; 15,0 e 20,0 ng L-1 de metilmercúrio. A inclinação da curva, apresentada na Figura
4.4, foi de 0,97, indicando que a recuperação do metilmercúrio adicionado foi de 97%,
validando o procedimento (Miller e Miller, 1993).
59
4.3 Estudos dos interferentes
. .4 3 1 Avaliação da eficiência de extração de Hgorgânico, na presença de
Hg2+.
Foi feito um teste de extração de Hg2+, para verificar se a presença deste,
causava falso positivo na determinação de Hgorgânico. Após a realização do
procedimento de extração foram analisadas as fases orgânica e a aquosa. Observou-se
que a leitura na fase orgânica (Figura 4.8 a), foi praticamente constante para as adições
de 0,0; 5,0; 10,0 e 20,0 ng L-1 de Hg2+, indicando que este não é extraível para a fase
orgânica. Escolheu-se esta faixa de concentração de Hg2+, pois sabe-se que a
concentração de Hgtotal encontrada em águas naturais raramente excede 10,0 ng L-1.
Pela Figura 4.8 b, observa-se que o Hg2+ permaneceu na fase aquosa, pois foi
possível reproduzir uma curva de recuperação. Pode–se concluir com base nas Figuras
4.8 a e b que o Hg2+ não causa falso positivo na extração de Hgorgânico de uma
amostra de água.
A relação entre as respostas analíticas, obtidas para a determinação de Hg2+ na
fase aquosa com o da curva analítica de Hg2+, obtida no mesmo dia (Figura 4.9),
apresenta um coeficiente linear de 0,99, confirmando que este permanece na fase
aquosa.
60
0,0 5,0 10,0 15,0 20,00,0
50,0
100,0
150,0
200,0R
espo
sta
anal
ítica
/ mV
Concentração de Hg2+/ ng L-10,0 5,0 10,0 15,0 20,0
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
Y = A + B * XA�1,138�S a = 5,14124B�10,28166�S b = 0,44876
R�SD�N�P0,9981�6,63731�4�0,0019
Res
post
a an
alíti
ca/m
V
Concentração de Hg2+/ ng L-1
a bFigura 4.8 Estudo da interferência de Hg2+ no processo de extração de Hgorgânico
com cloreto de metileno em água para adição de 0,0; 5,0; 10,0 e 20,0 ng L-1
de Hg2+. As determinações foram realizadas em duplicata. (a) Resposta da
concentração de Hg2+ extraível pela fase orgânica. (b) Resposta da
concentração de Hg2+ que permaneceu na fase aquosa.
0,0 40,0 80,0 120,0 160,0 200,00,0
40,0
80,0
120,0
160,0
200,0
240,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�-9,52988�9,6788B�1,27357�0,09596
R�SD�N�P0,99437�11,85129�4�0,00563
Res
psot
a an
alíti
cana
fase
aqu
osa/
mV
Resposta analítica do padrão/ mV
Figura 4.9 Relação entre as respostas de Hgtotal na fase aquosa de amostra de água
ultrapura, para adição de 0,0; 5,0; 10,0 e 20,0 ng L-1 de Hg2+, frente ao
padrão analítico de Hg2+ nas mesmas concentrações.
61
4 3 2 Avaliação da eficiência de extração de Hgorgânico em uma amostra
contendo Hg
. .
. i
,
0
Considerando que os microcosmos, seriam montados com sedimentos incubados
por Hg0, foi necessário avaliar se esta espécie interferia na determinação de Hgorgânico
na fase aquosa.
A concentração de MDG na garrafa, contendo água ultrapura foi de 687,2 ng L-1.
Este valor foi muito próximo do valor trabalhado nos microcosmos que para o primeiro
dia, maior valor (item 4.7.1), foi de 700 ng L-1. A quantidade de Hg0, transferida para a
fase orgânica durante a extração foi menor que o limite de detecção do método,
1,8 ng L-1, excluindo desta forma, problemas de formação de artefatos positivos.
4 4 Quant ficação de Hgorgânico em amostras de sedimentos, utilizando o
metilmercúrio como modelo
Foram realizados, vários ensaios com o objetivo de adaptar o método de
Hintelmann et alii (1997), para determinação de Hgorgânico em sedimentos por CVAFS.
Em todos os ensaios foram realizados testes de recuperação, pela adição de 1,0 ng de
metilmercúrio à amostra de sedimento e à uma amostra de água ultrapura que sofreu
todo o processo de extração (branco). As determinações foram realizadas em duplicata
e os sedimentos utilizados para os testes eram do Lago Calado (LC), coletados em
expedição para Amazônia em 1998.
Dos testes realizados, o que apresentou melhor recuperação do metimercúrio
adicionado foi a sonicação do sedimento com HCl por 15 minutos, e em seguida após a
adição do cloreto de metileno, agitação em mesa agitadora orbital por 14 horas (Tabela
4.2).
Os resultados da Tabela 4.12 podem ser melhor ilustrados através das Figuras
4.10 e 4.11.
62
TABELA 4.2 Dados obtidos no experimento de extração de Hgorgânico após adição de
metilmercúrio à uma amostra de sedimento do Lago Calado (LC) e dados
obtidos para uma curva analítica com os mesmos padrões.
Amostras Resposta/ mV Curva Resposta/ mV
LC 0,0/ 0,0* Branco (1) 0,0/ 0,0*
LC+ 0,25 ng de
metilmercúrio39, 7/ 35,2 2,5 ng L-1 de
metilmercúrio37,6/ 43,1
LC + 0,50 ng de
metilmercúrio76,1/ 86,1 5,0 ng L-1 de
metilmercúrio82,6/ 87,6
LC+ 1,00 ng de
metilmercúrio135,5/ 139,6 10,0 ng L-1 de
metilmercúrio142,2/ 147,6
LC+ 2,00 ng de
metilmercúrio221,0/ 226,0 20,0 ng L-1 de
metilmercúrio231,5/ 252,8
*Valor ajustado.
0,0 5,0 10,0 15,0 20,00,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�13,13225�9,67779B�11,4189�0,93888
R�SD�N�P0,99001�14,84505�5�0,0012
Res
post
a an
alíti
ca/
mV
Concentração de metilmercúrio/ ng L-1
Figura 4.10 Curva analítica para quantificação de metilmercúrio, após oxidação com
cloreto de bromo e posterior redução com cloreto estanoso, utilizando-
se frasco lavador (• e são os valores de replicatas).
63
0,0 0,5 1,0 1,5 2,00,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA� 13,07625�8,61754B� 108,517�8,36024
R�SD�N�P0,99121�13,2187�5�9,87259E-4
Res
post
a an
alíti
ca/
mV
Quantidade de metilmercúrio/ ng
Figura 4.11 Recuperação de Hgorgânico, após extração do metilmercúrio adicionado
no sedimento (sendo � e a duplicata de cada ponto).
0,0 50,0 100,0 150,0 200,0 250,0
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
Y = A + B * XParameter�Value�ErrorA�1,13259�1,54946B�0,92593�0,01166
R�SD�N�P0,99976�2,2104�5�<0.0001
Resp
osta
anal
ítica
doH
gorg
ânic
o ex
traí
do/
mV
Resposta analítica do padrão/ mV
Figura 4.12 Relação entre as respostas de Hgorgânico extraído no sedimento do Lago
Calado, para adição de 0,00; 0,25; 0,50; 1,00 e 2,00 ng de
metilmercúrio, frente ao padrão analítico.
64
Os resultados ilustrados na Figura 4.12, demonstram que a recuperação do
metilmercúrio adicionado no sedimento, foi de 93,0%, indicando que o método pode ser
aplicável à determinação de Hgorgânico em amostras de sedimento. Convém ressaltar,
que a extração de Hgorgânico é dependente da quantidade de matéria orgânica, sulfeto
e pH do sedimento (Horvat et alii, 1993), e portanto para cada sedimento analisado
torna-se necessário realizar um teste de recuperação de metilmercúrio, para avaliação
do efeito de matriz na determinação de Hgorgânico na amostra.
4.4.1 Determ nação de Hgorgânico em amostras de sedimentosi
Foi determinado Hgorgânico, em amostras de sedimento disponíveis no LQA,
sendo estas do Lago Iara coletadas nas profundidades de 0-2, 8-10, 14-16, 30-32, 40-
42 e 48-50 cm, apresentado nas Figuras 4.13 a e b, enumerados de 1 à 6,
respectivamente. Foi também determinado a concentração de Hgtotal nestas amostras
para efeito de comparação.
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
6
5
4
3
2
1
Concentração de Hgorgânico/ �g kg-1
Segm
ento
s do
tes
tem
unho
230,0 240,0 250,0 260,0 270,0 280,0 290,0 300,0
6
5
4
3
2
1
Segm
ento
s do
tes
tem
unho
Concentração de Hgtotal/ �g kg-1-1
a b
Figura 4.13 Correlação entre a concentração de a) Hgorgânico e b) Hgtotal, com a
profundidade, em sedimento do Lago Iara.
Analisando a Figura 4.13 a e b, observa-se um comportamento inverso entre o
Hgtotal e orgânico nas diferentes profundidades do sedimento do Lago Iara. Segundo
65
Backer et alii (1983), a quantidade de Hgorgânico presente no sedimento está
relacionada a quantidade de Hg inorgânico, oxigênio dissolvido, pH, matéria orgânica e
outras características deste sedimento.
As porcentagens de Hgorgânico comparadas às quantidades de Hgtotal
presentes, para as profundidades de 0-2, 8-10, 14-16, 30-32, 40-42 e 48-50 cm foram
0,92; 0,23; 0,82; 0,50; 0,52 e 1,24 %, respectivamente, confirmando que menos de
1,5% do mercúrio presente nos sedimentos encontra-se na forma de Hgorgânico. As
porcentagens de recuperação de metilmercúrio, para as várias profundidades analisadas
do Lago Iara, situaram-se no intervalo de 94,6 a 110,0 %.
Foram feitas determinações de Hgorgânico e total, em amostras de sedimento do
Lago Calado e no Lago Araçá; ambos localizados na Amazônia e no sedimento do lago
da Fazenda Rio das Pedras, localizado na região de Campinas - SP. Os valores médios
de concentrações encontram-se listados na Tabela 4.3.
TABELA 4.3 Concentrações das duplicatas de Hgtotal e Hgorgânico em sedimentos
oriundos de vários lagos brasileiros.
Amostras Hgtotal/ �g kg-1 Hgorgânico/ �g kg-1 % Hgorgânico
Lago Calado (3) 127,0/134,0 0,13/ 0,15 0,10
Lago Calado (4) 150,0/156,0 2,68/ 2,69 1,79
Rio das Pedras 110,0/ 125,0 1,34/1,45 1,27
Lago Araçá 180,0/193,0 < 0,03 < 0,02
Em cada sedimento analisado, foi realizado um teste de recuperação por adição
de 1,00 ng de metilmercúrio, obtendo-se recuperações de 57,0 a 97,0 %.
Nota-se que o Lago Calado, apresentou diferenças entre os dois pontos
analisados (3 e 4). Isto pode ser explicado pelo fato que o sedimento foi coletado em
dois locais diferentes, podendo as características destes serem diferentes, favorecendo
ou não a produção de Hgorgânico.
66
4.4.2 Aval ação do efe to da extração de Hgorgânico em águas na presença
de Hg
i i2+ e ácido húmico
O sedimento do Rio das Pedras apresentou recuperação de 57,0 % do
metilmercúrio adicionado, e cabe ressaltar que este sedimento apresentava cor escura,
com elevada concentração de matéria orgânica, provavelmente devido à presença de
ácidos húmicos. Surgiu uma dúvida quanto a eficiência da extração do Hgorgânico na
presença de ácido húmico e Hg2+, vista a possibilidade de formação de complexos entre
o Hg2+ e o ácido húmico e que estes fossem passíveis de extração na fase orgânica.
Após a realização dos oito testes descritos no item 3.3.5.3, ficou claro que o
mercúrio inorgânico em presença de ácido húmico, não interfere na extração de
Hgorgânico do sedimento (Figura 4.14), indicando, como já testado anteriormente, que
o Hg2+ (linha verde) não é transferido para a fase orgânica. As linhas preta e vermelha
indicam que para concentrações de 10 e 30 mg L-1 de ácido húmico em presença de
Hg2+ não há formação de complexo que seja extraído para fase orgânica e quantificado
como Hgorgânico.
67
0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
350,0
400,0
450,0
500,0
10 mg L-1 ácido húmico
30 mg L-1 ácido húmico sem ácido húmico
Res
post
a an
alíti
ca/
mV
Concentração de Hg/ ng L-1
Figura 4.14: Recuperação de Hg2+ na fase orgânica em amostra de água deionizada
após adição de ácido húmico e Hg2+.
Os ácidos húmicos compreendem de 85-90 % da matéria orgânica em solos e 60-
80 % da matéria orgânica dissolvida em superfícies de águas doces. Em torno de 90 %
da matéria orgânica nas águas dos oceanos representam húmus de origem planctônica.
De todos os ácidos húmicos, os ácidos fúlvicos são os mais solúveis devido a maior
contribuição dos grupos carboxílicos e oxi-fenólicos em suas estruturas. Estes grupos
provêem a formação de complexos estáveis com metais, como Hg2+ (Baeyens et alii,
1996). De acordo com o resultado da Figura 4.14, pode-se concluir que os complexos
de Hg2+ com ácido húmico permanecem na fase aquosa.
4.5 Resultados dos m crocosmosi
i li i i4.5.1 M crocosmos pre m nares em condições biót cas
Nos experimentos em microcosmos, o sedimento contaminado com Hg0 funciona
como fonte deste elemento para o enriquecimento da coluna d’água. Para os
68
microcosmos preliminares a fase aquosa foi composta por água do Rio Negro que pode
conter elementos essenciais para a oxidação do Hg0 (fosfatos, cloreto, sulfato, e outros)
e em seguida facilitando a produção de Hgorgânico.
Fica evidente por meio dos dados da Tabela 4.4, que para a fase aquosa do
microcosmo ocorreu oxidação do Hg (0) adicionado, e que este foi transformado em
Hg2+ e Hgorgânico, para as condições aeróbias e anaeróbias. Vários trabalhos na
literatura, indicam que ocorre produção de metilmercúrio à partir de Hg2+, tornando
possível a formação de Hgorgânico neste experimento. É interessante destacar que o
pH sofreu um decréscimo o COD um aumento em condições aeróbias e anaeróbias.
Segundo Oremland et alii (1991), o maior produto da desmetilação de metilmercúrio em
condições anaeróbias é o CO2, sugerindo a existência de um mecanismo oxidativo prévio
para a formação de CO2 à partir de metilmercúrio. Convém ressaltar que de acordo com
as Tabelas 4.4 e 4.6, para a condição anaeróbia a concentração de COD aumentou,
indicando que deve ocorrer uma competição entre a formação de Hgorgânico e sua
degradação. Para o sedimento a produção de Hgorgânico foi mais intensa em meio
anaeróbio, indicando que a metilação deve ser favorecida em condições anaeróbias.
69
TABELA 4.4 Concentra ções de alguns parâmetros na fase aquosa dos microcosmos no
início e final do experimento, 27 e 23 dias para meio aeróbio e anaeróbio,
respectivamente.
Ínicio
Final
AeróbioAnaeróbio
(micro 2) (micro 1)
pH 5,60 � 0,01 3,70 � 0,02 4,30 � 0,01
EH/ mV 389 � 2 381 � 2 277 � 2
COD(a)/ mg L-1 1,3/1,3 2,7/2,7 13,7/ 13,5
Hgtotal/ ng L-1 2,01 � 0,03 1285 � 18 1654 � 67
Hgreativo/ ng L-1 0,39 � 0,01 59,3 � 3,3 10,4 � 0,7
Hgorgânico/ ng L-1 < 2,0 76,0 � 0,2 111,4 � 6,8
MDG/ ng L-1 - 14,0 � 0,2 0,83 � 0,02
%Hgorgânico - 5,9 6,7
Hgtotal no KMnO4/
ng L-1 2,01 � 0,01 900 � 1 760 � 1
Perda de Hg0 por
evasão/ ng h-1- 0,25 � 0,02 0,23 � 0,02
(a) Resultados em duplicata.
As Tabelas 4.4 e 4.5, ilustram que a produção de Hgorgânico foi maior em meio
anaeróbio do que aeróbio. Através das Tabelas 4.4 e 4.5, observa-se que a soma de
MDG+Hgreativo+Hgorgânico, não é igual ao valor de Hgtotal, isto está relacionado com
a presença de partículas do sedimento na fase aquosa do microcosmo (partículas eram
observadas na fase aquosa do microcosmo). Estas partículas possivelmente causam a
formação de complexos de Hg com ácidos húmicos (AH) e ácidos fúlvicos (AF), que são
70
quantificados como Hgtotal. Devido a este fator, a concentração de Hgtotal não fecha o
balanço de massa ([Hgtotal] = [Hg2+] + MDG + [Hgorg]+ [Hg – AH e AF). O complexo
formado entre Hg – AH e AF ajudam a manter o mercúrio em solução e facilita seu
movimento através do sistema aquático resultando na contaminação de cadeias
alimentares e populações humanas longe do local de garimpo, possibilitando a presença
de metilmercúrio e mercúrio total em sistemas sem contaminação antrópica.
TABELA 4.5 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento dos microcosmos no
início e final do experimento, 27 e 23 dias para meio aeróbio e anaeróbio,
respectivamente.
ÍnicioFinal
AeróbioAnaeróbio
(micro 2) (micro 1)
C total(a)/ % 2,7/2,6 2,5/2,4 2,6/2,5
H total(a)/ % 1,3/1,2 1,4/1,4 1,3/1,2
N total(a)/ % 0,5/0,4 0,7/,06 0,8/0,7
Hgtotal/ mg kg-1 180 � 21 1507 � 266 1640 � 54
Hgorgânico/ mg kg-1 < 0,3 0,50 � 0,01 2,4 � 0,1
% Hgorgânico - 0,03 0,40(a) Resultados em duplicata.
De acordo com Villas Bôas (1997) a metilação é máxima para o intervalo de EH de
+ 100 a +200 mV e com base na tabela 4.4 o EH para a condição anaeróbia esteve
próximo deste intervalo (+277 mV) favorecendo a formação de Hgorgânico nestas
condições quando comparado ao experimento em condição aeróbia.
71
Na Tabela 4.5, observa-se que a produção de Hgorgânico foi maior em meio
anaeróbio (0,40%) em comparação com o meio aeróbio de 0,03%. Em estudos
realizados por Oremland et alii (1991), a desmetilação de metilmercúrio em sedimentos
é mais rápida em meio aeróbio do que anaeróbio, indicando que a metilação deve ser
mais intensa em condições anaeróbias. O resultado obtido neste experimento está de
acordo com os resultados obtidos nos trabalhos realizados por Olson e Cooper (1976),
Compeau e Bartha (1984), Craig e Moreton (1985), Jackson (1988) e Matilainen et alii
(1991).
4.5.2 M crocosmos finais em condições biót casi i
A partir dos resultados preliminares, apresentados no item 4.5.1 e observação de
que ocorre produção de Hgorgânico à partir de Hg0, foram montados os microcosmos 3
e 4, para que fosse melhor investigado o comportamento do Hg0 no microcosmo em
função do tempo, pelo acompanhamento quase que diário dos parâmetros pH, EH, COD,
Hgtotal, Hgreativo, MDG, Hg0 evasivo e Hgorgânico.
Comparando os resultados para o sedimento dos microcosmos (Tabelas 4.5 e
4.7) observam-se grandes diferenças. Estas podem estar relacionadas ao tipo de
sedimento e água utilizados na montagem do microcosmo (para o experimento do item
4.5.3; sedimento do Lago Araçá e água do Rio Negro e para o experimento do item
4.5.4; sedimento do Lago Iara e água ultrapura) e/ou a proporção água:sedimento
utilizado na montagem do microcosmo. Para a fase aquosa e sedimento a produção de
Hgorgânico foi maior para o meio anaeróbio.
72
TABELA 4.6 Concentrações de alguns parâmetros na fase aquosa dos microcosmos
no início e final do experimento, 33 e 29 dias para meio aeróbio e
anaeróbio, respectivamente.
ÍnicioFinal
AeróbioAnaeróbio
(micro 3) (micro 4)
pH 6,90 � 0,02 5,10 � 0,01 5,80 � 0,03
EH/ mV 479� 1 481� 1 279 � 1
COD(a)/ mg L-1 1,3/1,3 1,9/1,7 13,4/ 13,5
Hgtotal/ ng L-1 < 0,02 3710 � 162 5401 � 323
Hgreativo/ ng L-1 < 0,02 125,2 � 8,2 169,2 � 7,1
Hgorgânico/ ng L-1 < 2,0 113,5 � 4,7 232,9 � 1,4
MDG/ ng L-1 - 40,8 � 0,3 9,1 � 0,2
%Hgorgânico - 3,1 4,3
Hgtotal no KMnO4/
ng L-1 2,10 � 0,01 1400 � 3 951 � 1
Perda de Hg0 por
evasão/ ng h-1 - 0,11 � 0,01 0,10 � 0,01
(a) Resultados em duplicata.
A formação de Hgorgânico no sedimento do microcosmo aeróbio e anaeróbio
(Tabela 4.7), foram muito próximas e relativamente baixas. Estes valores indicam que
ocorre a formação de Hgorgânico a partir de Hg0 em condição aeróbia, tanto na fase
aquosa quanto no sedimento. Segundo Compeau e Bartha (1984) os ambientes
aquáticos com potencial redox positivo e baixos valores de pH favorecem a metilação a
73
partir de Hg2+, isto explica a formação de Hgorgânico na fase aquosa do microcosmo
aeróbio o qual teve um decréscimo no pH no final do experimento.
TABELA 4.7 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento dos microcosmos no
início e final do experimento, 33 e 29 dias para meio aeróbio e
anaeróbio, respectivamente.
Ínicio
Final
Aeróbio Anaeróbio(micro 3) (micro 4)
C total(a)/ % 9,5/9,7 9,5/9,4 9,6/9,5
H total(a)/ % 1,3/1,2 1,4/1,4 1,3/1,2
N total(a)/ % 0,5/0,4 0,7/0,6 0,8/0,7
Hgtotal/ mg kg-1 90,1 � 1,0 1221 � 87 938 � 85
Hgorgânico/ mg kg-1 5,2x10-3� 0,1x10-3 0,50 � 0,01 0,60 � 0,01
% Hgorgânico 0,06 0,40 0,70
(a) Resultados em duplicata.
74
Hgtotal Hgorgânico Hgreativo MDG0
255075
100125150
100020003000400050006000
3710
±162 5401 ± 323
113,
5±
4,7 23
2,9
±1,
4
125,
2±
8,2
169,
2±
7,1
40,8
±0,
3
9,1
±0,
2
Conc
entr
ação
das
esp
écie
s de
Hg/
ng
L-1 Aeróbio Anaeróbio
Figura 4.15 Variação das concentrações das espécies de Hg na fase aquosa dos
microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente, para as condições
aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação
água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados com
sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical) contaminados com 0,1 %
(m/m) de Hg0.
Por meio da Figura 4.15, observa-se que a produção de Hgorgânico foi mais
elevada em meio anaeróbio, o que já havia sido observada para o experimento em
microcosmo preliminar (item 4.5.1). A quantidade de Hgreativo esteve muito próxima,
porém a quantidade de MDG foi maior em condição aeróbia para o último dia de
experimento (Figura 4.15).
75
Hgorgânico0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
250,0
500,0
750,0
1000,0
1250,0
1500,01221 ± 87
Hgtotal
0,60 ± 0,010,50 ± 0,01
938 ± 85125,6 ± 8,7
Conc
entr
ação
das
esp
écie
s de
Hg/
mg
kg-1
Aeróbio Anaeróbio
Figura 4.16: Variação das concentrações das espécies de Hg do sedimento dos
microcosmos, após 33 e 29 dias respectivamente, para as condições
aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias
(relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados com
sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical) contaminados com 0,1
% (m/m) de Hg0.
4.5.2.1 Var ação dos parâmetros na fase aquosa dos microcosmos 3 e 4i
As Figuras de 4.17 a 4.20 ilustram o comportamento dos parâmetros
determinados, durante o tempo em que os microcosmos permaneceram montados
comparando o comportamento para as condições aeróbias e anaeróbias.
Com relação a Figura 4.17 (a) observa-se que a produção de Hgorgânico ocorreu
entre 12 e 15 dias (300 a 400 horas), esta produção foi máxima até o 19o dia. É
importante destacar que neste mesmo intervalo de tempo a produção de Hgreativo
(Figura 4.17 b) foi diminuindo, o que indica, que o Hg2+ estava sendo transformado em
Hgorgânico. Este comportamento está de acordo com trabalho realizado por Matilainen
et alii (1991) a metilação ocorre em fase aquosa tendo como substrato a espécie Hg2+.
76
Ainda com relação a Figura 4.17 (a) observa-se que a produção de Hgorgânico
na fase aquosa, foi mais intensa em meio anaeróbio
-100 0 100 200 300 400 500 600 700 800
0,0
40,0
80,0
120,0
160,0
200,0
240,0
280,0 aeróbio anaeróbio
Hgo
rgân
ico/
ng
L-1
Tempo/ horas0 100 200 300 400 500 600 700
40,060,080,0
100,0120,0140,0160,0180,0200,0220,0240,0
aeróbio anaeróbio
Hg
reat
ivo/
ng
L-1
Tempo/ horas
a bFigura 4.17 Formação de a) Hgorgânico e b) Hgreativo em função do tempo para a
fase aquosa dos microcosmos sob condições aeróbias (relação água:
sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação água: sedimento seco
de 6,2:1,0). Esses foram montados com sedimentos do Lago Iara – AM
(região tropical) contaminados com 0,1 % (m/m) de Hg0.
Comparando as Figuras 4.18a e 4.18b, observa-se um comportamento similar,
pois com o aumento da concentração do MDG na fase aquosa o Hg0 passa do
sedimento para a fase aquosa e desta para a atmosfera, tornando possível um aumento
na evasão de mercúrio do microcosmo. O comportamento de MDG e perda de Hg0 por
evasão de mercúrio do microcosmo foi similar para as condições aeróbias e anaeróbias
77
-100 0 100 200 300 400 500 600 700-100,0
0,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
600,0
700,0
800,0
aeróbio anaeróbio
MD
G/
ng L
-1
Tempo/ horas0 100 200 300 400 500 600 700
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2 aeróbio anaeróbio
Perd
a in
stan
tâne
ade
Hg0 p
or e
vasã
o/ng
h-1
-1
Tempo/ horas
a bFigura 4.18 Comportamento dos parâmetros a) MDG e b) perda de mercúrio gasoso
por evasão, em função do tempo para a fase aquosa dos microcosmos
sob condições aeróbias (relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e
anaeróbias (relação água: sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram
montados com sedimentos do Lago Iara – AM (região tropical)
contaminados com 0,1 % (m/m) de Hg0.
0 100 200 300 400 500 600 700
200,0
250,0
300,0
350,0
400,0
450,0
500,0
Aeróbio Anaeróbio
E H/
mV
Tempo/ horas
0 100 200 300 400 500 600 7004,0
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
Tempo/ horas
Anaeróbio Aeróbio
pH
a bFigura 4.19: Comportamento dos parâmetros a) EH e b) pH em função do tempo para
a fase aquosa dos microcosmos sob condições aeróbias (relação água:
sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação água: sedimento seco
de 6,2:1,0). Esses foram montados com sedimentos do Lago Iara – AM
(região tropical) contaminados com 0,1 % (m/m) de Hg0.
78
Através da Figura 4.19 (a), nota-se que o sedimento utilizado estava aeróbio e
que sofreu uma variação de + 470 a + 505 mV. Para a condição anaeróbias observa-se
que ocorreu variação entre + 196 a +315 mV. O pH (Figura 4.19 b) diminuiu nos 14
primeiros dias e foi aumentando lentamente até o 27o dia chegando no final do
experimento ao valor de 5,1. Observou-se portanto um decréscimo no valor de pH de
6,9 a 5,1. Segundo Compeau e Bartha (1984) um ambiente com valores de potencial
redox positivo e baixos valores de pH favorecem a metilação a partir de Hg2+. Neste
experimento os valores de potencial redox são positivos e os valores de pH são baixos,
o que justifica a produção de Hgorgânico na fase aquosa e sedimento deste
experimento.
-100 0 100 200 300 400 500 600 700
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0 Anaeróbio Aeróbio
Conc
entr
ação
de
COD
/ m
g L-1
Tempo/ horas
80 160 240 320 400 480 560 640
0,0
1000,0
2000,0
3000,0
4000,0
5000,0 Aeróbio Anaeróbio
Hgt
otal
/ ng
L-1
Tempo/ horas
a bFigura 4.20: Comportamento dos parâmetros a) COD e b) Hgtotal em função do
tempo para a fase aquosa dos microcosmos sob condições aeróbias
(relação água: sedimento seco de 6,4:1,0) e anaeróbias (relação água:
sedimento seco de 6,2:1,0). Esses foram montados com sedimentos do
Lago Iara – AM (região tropical) contaminados com 0,1 % (m/m) de
Hg0.
Na Figura 4.20 observa-se que a concentração de COD teve um pequeno
aumento para a condição anaeróbia e diminuiu para a condição aeróbia. Já o
79
comportamento do Hgtotal (Figura 4.20 b) devido ao comportamento do Hgreativo e
orgânico sofreu um aumento até o 13º dia e em seguida permaneceu praticamente
constante (condição aeróbia). Para a condição anaeróbia observa-se que a concentração
de Hgtotal continuou aumentando com o tempo até o final do experimento. É
interessante notar que o Hgorgânico começou a ser produzido no microcosmo quando a
quantidade de Hgtotal era máxima.
É importante destacar que ocorre a formação de Hgorgânico à partir de Hg0, este
resultado é de extrema importância para o entendimento do ciclo do Hg. Isto indica que
o Hg0 lançado através da atividade garimpeira pode ser um bom substrato para a
produção de metilmercúrio. Segundo Lacerda et alii (1992) cerca de 1500 a 3000
toneladas de mercúrio já foram lançadas na Amazônia nos últimos 15 anos pela
atividade garimpeira, com cifras de lançamento anual da ordem de 40 a 130 toneladas.
4.5.3 Resultados dos m crocosmos em condições abióticasi .
Estes experimentos merecem atenção especial devido a dificuldade de se
trabalhar em condições estéreis sem alterar as características do sistema. Em
trabalhos realizados por Weber (1998), a metilação abiótica foi observada na
presença de ácidos húmicos e fúlvicos, sendo esta com menor intensidade quando
comparada a metilação biótica. Estes microcosmos permaneceram em condições
abióticas por 12 dias, em seguida foi possível quantificar a presença de bactérias
sulfato redutoras*. A Tabela 4.8 lista os resultados obtidos na tentativa de se
trabalhar em condições abióticas parciais.
80
TABELA 4.8 Concentrações de alguns parâmetros na fase aquosa dos microcosmos no
início e final do experimento, 35 e 33 dias para meio aeróbio e anaeróbio,
respectivamente.
ÍnicioFinal
AeróbioAnaeróbio
(micro 5) (micro 6)
pH 5,10 � 0,02 4,60 � 0,01 4,40 � 0,01
EH/ mV 474 � 1 473 � 1 272 � 2
COD(a)/ mg L-1 331/331 207/206 149/ 149
Hgtotal/ ng L-1 < 0,02 1531 � 1 1642 � 1
Hgreativo/ ng L-1 < 0,02 208,2 � 1,4 133,9 � 0,1
Hgorgânico/ ng L-1 < 2,0 150,4 � 3,1 223,5 � 11,1
MDG/ ng L-1 - 7,0 � 0,8 7,1 � 0,1
%Hgorgânico - 9,8 13,6
Hgtotal no KMnO4/
ng L-12,3 � 0,0 1300� 1 1100� 1
Perda de Hg0 por
evasão/ ng h-1- 0,11 � 0,01 0,05 � 0,01
(a) Resultados em duplicata.
Comparando a Tabela 4.8 com as Tabelas 4.4 e 4.6 observa-se que a
concentração de COD em experimento estéril apresentou um valor 300 vezes maior
comparado ao experimento em condição biótica. Segundo Matilainen et alii (1991) a
metilação abiótica de Hg é observada na presença de ácidos húmicos e fúlvicos e isto
explica a produção de Hgorgânico nestes experimentos.
81
TABELA 4.9 Concentrações de alguns parâmetros no sedimento do microcosmo no
início e final do experimento, 35 e 33 dias para meio aeróbio e anaeróbio,
respectivamente.
Ínicio
Final
AeróbioAnaeróbio
(micro 5) (micro 6)
C total(a)/ % 9,5/9,7 9,2/9,4 8,8/8,9
H total(a)/ % 1,8/2,0 1,7/1,5 1,7/1,8
N total(a)/ % 0,5/0,7 1,1/1,2 0,6/0,8
Hgtotal/ mg kg-1 0,09 � 0,4x10-2 943 � 63 1144 � 43
Hgorgânico/ mg kg-1 5,2x10-3� 0,2x10-3 0,70 � 0,01 1,00 � 0,03
% Hgorgânico 0,06 0,08 0,09
(a) Resultados em duplicata.
Por meio da Tabela 4.8, observa-se que a quantidade de Hgreativo é maior em
condição aeróbia. Isto pode ser explicado pois, no final do experimento a concentração
do COD permaneceu em torno de 207 mg L-1 para a condição aeróbia, enquanto que
para a condição anaeróbia foi de 149 mg L-1. Considerando que a quantidade de Hgtotal
(Figura 4.23) para as duas condições aeróbia e anaeróbia foram muito próximas, quanto
menor a concentração de COD, provavelmente maior a interação de Hg2+ com a matéria
orgânica, e portanto menor a quantidade de Hgreativo disponível. Convém ressaltar que
de acordo com Nascimento e Chasin (2001) o Hg2+ se liga fortemente com a matéria
orgânica do sedimento.
Observa-se na Tabela 4.9 que a produção de Hgorgânico foi maior em meio
anaeróbio. Nascimento e Chasin (2001), mostraram que mecanismos abióticos em
82
sedimentos anaeróbios podem formar até 21 �g kg-1 de metilmercúrio, enquanto a
metilação bioquímica sob condições similares pode formar até 288 �g kg-1.
Através destes experimentos em microcosmos foi possível demonstrar que a
oxidação das espécies de Hg é dependente das características da água ou sedimento,
sendo mais intensa na presença de sedimentos que apresentem maior concentração de
matéria orgânica (sedimento do Lago Iara, Rio Negro). Dois mecanismos diferentes são
observados para a fase aquosa dos microcosmos, sendo estes, o primeiro dependente
da atividade microbiana, principalmente das bactérias sulfato-redutoras, em condição
biótica e meio anaeróbio, enquanto que no segundo, em meio abiótico parcial prevalece
o mecanismo oxidativo por ação da matéria orgânica, provavelmente dos ácidos
húmicos e fúlvicos.
4 6 Normalização dos resultados dos microcosmos.
. .
Com o objetivo de comparar os resultados nos microcosmos sob condições
bióticas e abióticas parciais, foi realizado a normalização de alguns dos resultados
obtidos.
4 6 1 Normalização com relação a massa de sedimento seco
O cálculo de normalização do Hgtotal e Hgorgânico, foi realizado com relação a
massa de sedimento seco utilizada em cada microcosmo:
A Tabela 4.10 ilustra os valores obtidos para normalização de Hgtotal e
Hgorgânico.
83
TABELA 4.10 Valores normalizados de Hgtotal e Hgorgânico no sedimento.
Condições MicrosHgtotal
mg kg-1 sedsecoHgorgânico/ mg kg-1
sedseco
Aeróbia 2 1890 0,6
Anaeróbia 1 1640 2,4
Aeróbia 4 3401 9,8
Anaeróbia 3 2790 17,9
Aeróbia 5 2684 2,1
Anaeróbia 6 3500 3,2
Antes de discutir os resultados obtidos na normalização, convém ressaltar que os
microcosmos 1,2,3 e 4, foram trabalhados com água e sedimento diferentes. Nos micros
1 e 2, o sedimento utilizado era procedente do Lago Araçá (coleta de 1998) e a água
utilizada era procedente do Rio Negro (coleta de 1996), para os micros 3 e 4, o
sedimento foi procedente do Lago Iara (coleta de 2001) e utilizou-se água ultrapura.
Para os microcosmos 5 e 6, a água e o sedimento utilizado foram os mesmos utilizados
nos microcosmos 3 e 4. Com base nestes resultados foi possível fazer dois tipos de
comparações, primeiro da produção de Hgorgânico em condição biótica para um
experimento com sedimento de água branca (Lago Araçá) e outro com sedimento de rio
de água preta (Lago Iara) e uma segunda comparação entre dois experimentos com
sedimento de lago de água preta, porém um mantido sob condição biótica e o outro sob
condição abiótica parcial. Os resultados normalizados são para o último dia de
experimento, e convém lembrar que estes permaneceram montados por períodos
diferentes.
Com base na Tabela 4.10, observa-se que para os microcosmos 3, 4, 5 e 6, a
produção de Hgorgânico foi maior em condição biótica, o que demonstra a ação da
atividade microbiológica na produção de Hgorgânico. Comparando os experimentos em
84
condições bióticas e abióticas parciais, observa-se que a produção de Hgorgânico foi
mais intensa sob condicões anaeróbias. Para os experimentos 5 e 6, a concentração de
Hgorgânico foi menos intensa, isto esta relacionado provavelmente ao sedimento ter
permanecido por apenas 12 dias em condições abióticas, à partir de quando foi possível
detectar bactérias sulfato-redutoras, que são responsáveis pela produção de Hgorgânico
em ambiente naturais. Comparando os dois experimentos trabalhados em condições
bióticas é possível dizer que quanto maior a concentração de Corgânico no sedimento
maior a produção de Hgorgânico, indicando a importância deste componente.
4.6.2 Normalização com relação a quantidade de carbono orgânico presente
no sedimento.
A metilação é dependente de inúmeros fatores e entre eles a matéria orgânica, o
que indica que neste experimento ela pode ser um dos fatores determinantes na
explicação de ocorrência de maior produção de Hgorgânico. Para avaliar a influência
deste fator na produção de Hgorgânico, realizou-se uma segunda normalização apenas
para o Hgorgânico com relação a concentracão de carbono orgânico presente no
sedimento.
85
1 2 3 4 5 6
01020304050
100
150
200
36
23
188
103
56
25
Micro 6Micro 5
Micro 4Micro 3
Micro 2
Micro 1
Con
cent
raçã
o de
Hgo
rgân
ico/
mg
kg-1 c
arbo
no o
rgân
ico
Figura 4.21 Distribuição dos valores normalizados de Hgorgânico no sedimento com
relação a carbono orgânico.
Os valores normalizados para Corgânico (Figura 4.21), mostram que a produção
de Hgorgânico é maior em condição biótica quando o sedimento apresenta maior
concentração de Corgânico. Convém ressaltar que a produção de Hgorgânico tanto para
condição aeróbia quanto anaeróbia no experimento em condição biótica, foi
aproximadamente 4 vezes maior para sedimento que apresenta maior concentração de
Corgânico. Esta produção de Hgorgânico foi proporcional à quantidade de Corgânico
presente nestes sedimentos. Para os microcosmos 1 e 2 (Corgânico = 2,5 %), 3 e 4
(Corgânico = 9,5%), conclui-se portanto que a concentração de Corgânico no
sedimento pode ser um dos principais fatores responsáveis pela produção de
Hgorgânico para sedimentos do Lago Iara e Lago Araçá.
4 7 Taxa de produção de Hgorgânico.
Com base nos valores normalizados foi possível discutir o comportamento dos
microcosmos. A partir dos resultados da Tabela 4.10 foi possível calcular a produçãode
86
Hgorgânico no sedimento do experimento e estes resultados encontram-se ilustrados na
Tabela 4.11.
TABELA 4.11 Porcentagens de Hgorgânico com base no Hgtotal e produção de
Hgorgânico no sedimento dos microcosmos.
Sedimento
Porcentagem de Taxa de produção Hgorgânico/% de Hgorgânico
(base seca)/ �gkg-1 dia-1
Micro 1 0,03 22,2
Micro 2 0,20 104,3
Micro 3 0,30 280,0
Micro 4 0,70 617,2
Micro 5 0,07 60,0
Micro 6 0,09 97,0
Os resultados da Tabela 4.11, mostram que a porcentagem de Hgorgânico no
sedimento foram maiores para a condição anaeróbia (micros 2, 4 e 6). Este resultado
pode ser explicado devido a ação das bactérias sulfato-redutoras em condições
anaeróbias.
87
TABELA 4.12 Taxa de metilação em águas naturais e sedimentos registrados na
literatura.
Tipo de amostra/ região Taxa de metilação e porcentagem de
metilmercúrio Referência
Água/sedimento com adição de 0,7�g Hg g-1
(período de 21-38 dias) - aeróbio
Água = 66,5 %
Sedimento = 11,3%
Guimarães et alii, 2000
Água/sedimento com adição de 0,7�g Hg g-1
(período de 21-38 dias) - anaeróbio
Água = 44,1 %
Sedimento = 4,2 %
Guimarães et alii, 2000
Rio Tapajós – sedimento – estação seca 0,2-0,42% Guimarães et alii, 2000
Rio Minamata – Japão Contaminados com203HgCl2 Sedimento (28 dias)
0,83- 1,39 ng g-1 dia-1 Ikingura et alii, 2000
Sedimento do Lago Ontário, Canadá, enriquecido
com sulfato e contaminado com 0,2% de Hg
inorgânico (18 horas).
2,1 ng g-1 dia-1 Hintelmann et alii, 2000
Sedimento do Lago Ontário, Canadá, enriquecido
com sulfeto e contaminado com 0,2% de Hg
inorgânico (18 horas).
0,3 ng g-1 dia-1 Hintelmann et alii, 2000
Sedimento do Lago Ontário, Canadá, enriquecido
com cloreto e contaminado com 0,2% de Hg
inorgânico (18 horas).
1,4 ng g-1 dia-1 Hintelmann et alii, 2000
Estuário Scheldt, com adição de 1 �g Hg(NO3)2
por litro de sedimento1-2% do Hg2+ Leermakers et alii, 1993
Sedimentos anaeróbios autoclavados (0,05 g para
20 mL) foram contaminados com 10 ng de Hg2+
(como HgCl2)
9,6% do Hg2+, correspondente a 959 pg de
metilmercúrioWeber et alii, 1998
Sedimento do Rio Madeira, acima do Rio Mutum-
Paraná 15-24 h incubados com 2�g de 203Hg para
100 mL de amostra
6,2 (5,1 – 7,3) x 10-5
% g-1h-1
Guimarães et alii, 1995
Rio Madeira, acima da queda do Rio Teotônio 15-
24 h incubados com 2�g de 203Hg para 100 mL de
amostra
1,5 (1,4 – 1,6) x 10-3
% g-1h-1
Guimarães et alii, 1995
Tio Mutum-Paraná 15-24 h incubados com 2�g de203Hg para 100 mL de amostra
1,0 (0,84 – 1,2) x 10-2
% g-1h-1 Guimarães et alii, 1995
Rio Jamari (aproximadamente 500 m do
reservatório Samuel) 15-24 h incubados com 2�g
de 203Hg para 100 mL de amostra
6,6 (3,2 – 10) x 10-1
% g-1h-1
Guimarães et alii, 1995
Solos da Flórida (20 mL) foram contaminados
com 1 �g de 203Hg2,30 – 48,60, ng g-1 dia-1 Vaithiyanathan et alii,
1996
88
Continuação da tabela 4.12 Sedimento do Gulf breeze, na Flórida com spike
de 20 ng de Hgtotal. 12 % dia-1 Stordal e Gill,
1995
Sedimentos do Lago do norte de Wisconsin
contaminado com 1,2 ng de Hg por g de
sedimento.0,1 a 0,4 �g/ m2 dia Gilmour e Riedel,
1995
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 7, 25ºC
e não esterilizado.
96,0 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 7, 25ºC
e esterilizados.
0,7 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 2, 25ºC
e não esterilizado.
3,4 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 14, 25ºC
e não esterilizado.
< 3,0 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 2, 60ºC
e não esterilizado.
5,0 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 7, 60ºC
e não esterilizado.
15,7 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 7, 60ºC
e esterilizado.
3,0 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
89
Sedimentos anaeróbios de água salgada de Nova
Jersey, EUA. Estes foram contaminados com 10
g/g de HgCl e mantidos por 3 dias em pH 14, 60ºC
e não esterilizado.
< 3,0 ng g-1 sed seco dia-1 Berman e
Bartha, 1986
Sedimento do Lago Iara em meio aeróbio e
condição biótica com 0,1% (m/m) de Hg (0).280,0 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
Sedimento do Lago Iara em meio aeróbio e
condição ““abiótica”” com 0,1% (m/m) de Hg (0).60,0 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
Sedimento do Lago Araça em meio aeróbio e
condição biótica com 0,1% (m/m) de Hg (0).22,2 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
Sedimento do Lago Araçá em meio anaeróbio e
condição biótica com 0,1% (m/m) de Hg (0).104,3 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
Sedimento do Lago Iara em meio anaeróbio e
condição biótica com 0,1% (m/m) de Hg (0).617,2 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
Sedimento do Lago Iara em meio anaeróbio e
condição ““abiótica”” com 0,1% (m/m) de Hg (0).97,0 �g kg-1 sed seco dia-1 Este trabalho*
* Os resultados aqui apresentados são para produção de Hgorgânico e não de metilmercúrio.
A Tabela 4.12 mostra que a produção de Hgorgânico neste trabalho foi bem
maior que os valores apresentados na literatura, isto pode ser explicado pois os
resultados apresentados na literatura são para incubações realizadas com Hg inorgânico
em concentrações da ordem de 10 �g, já neste trabalho foi utilizado Hg0 na
concentração de 0,1% (m/m). Um outro fator é que os valores apresentados na
literatura são para produção de metilmercúrio enquanto neste trabalho é para
Hgorgânico e também que os sedimentos utilizados são de locais diferentes.
4.8 Determinação de Hgorgânico em amostras de água coletadas em
expedição para a Bacia do Rio Negro, Amazônia, no per odo de
24/01/02 a 04/02/02
í
Os resultados obtidos nesta campanha representam os primeiros valores obtidos
de Hgorgânico para esta bacia, bem como a aplicação do método desenvolvido neste
projeto em amostras naturais.
90
4.8.1 Resu tados obtidos de Hgorgânico no Igarapé Arupiaú l
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4
0,0
3,0
6,0
9,0
12,0
15,0
18,0
21,0
24,0
27,0
30,0
33,0
CO2/ mol L-1
COT/ mgl L-1
pHCondutividade/ �S
OD/ mg O2 L-1
T Hgorganico/ ng L-1
Parâ
met
ros
dete
rmin
ados
Figura 4.22 Variação dos parâmetros determinados em vários pontos do Igarapé
Arupiaú, sendo OD, oxigênio dissolvido; T, temperatura; COT, carbono
orgânico total e CO2, dióxido de carbono.
A Figura 4.22 ilustra o comportamento de vários parâmetros determinados em
quatro pontos coletados, durante o percurso do Igarapé Arupiaú. Convém ressaltar que
na Bacia do Rio Negro são raros os Igarapés que apresentam águas brancas. O Igarapé
Arupiaú apresentava cor preta para os pontos 1 e 2 e cor branca para os pontos 3 e 4.
Devido a este motivo esta coleta teve como objetivo avaliar as características deste
Igarapé e a possível transição entre a água preta e branca para desta forma inferir a
respeito da dinâmica do Hgorgânico neste Igarapé. Os resultados ilustrados indicam que
houve um comportamento similar entre COT e Hgorgânico. O parâmetro pH ilustrou que
os pontos 3 e 4 foram os que mais se aproximaram das características de águas
brancas, com pH de 5,7 e 5,9 (pH 7,0 e 4,5 para água branca e preta,
respectivamente).
91
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
0,00,30,60,91,21,51,85,0
5,5
6,0
6,5
7,0
7,5
Hgtotal Hgreativo Hg.orgânico
Espé
cies
de
Hg/
ng L
-1
Figura 4.23 Variação das espécies de Hg ao longo do Igarapé Arupiaú.
A Figura 4.23, ilustra que a concentração de Hgreativo e Hgorgânico decrescem
conforme o Igarapé é percorrido do ponto 1 ao 3. O ponto 3 apresenta características
intermediárias entre águas branca e preta, indicando que o estoque de Hgorgânico é
diferente para águas brancas e pretas. Na Figura 4.23, não foi apresentado os
resultados para o ponto 4, pois ocorreu um problema de contaminação, provavelmente
devido ao motor de popa.
4.8.2 Resu tados obtidos de Hgorgânico no Lago Iara l
O lago Iara é um lago típico de águas pretas, rico em matéria orgânica e pH
ácido (4,8), estas características são excelentes para a metilação (Baeyens et alii, 1996).
A Figura 4.24 ilustra que não ocorre correlação entre COT e Hgorgânico, para o perfil
temporal no Lago Iara, isto pode ser explicado devido a concentração de Hgorgânico ser
resultado dos processos de metilação e desmetilação que variam rapidamente em
ambientes naturais devido serem governados por uma série de fatores; entre eles: pH,
microorganismos, temperatura, salinidade, matéria orgânica, luz solar e outros.
92
9h 12h 17:40 h 23:50 h 6:35 h 12 h0,00,30,60,91,21,51,8
5,0
10,0
15,0
20,0 Hgorg/ ng L-1
COT/ mg L-1
Figura 4.24 Variação temporal na concentração de Hgorgânico e matéria orgânica
(COT), no Lago Iara.
9h 12h 17:40 h 23:50 h 6:35 h 12 h0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,55,05,5
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0 Hg.orgânico/ ng L-1
CO2/ mol L-1
OD/ mg L-1 T pH Condutivida/�S COT/ mg L-1
Parâ
met
ros
dete
rmin
ados
Figura 4.25 Variação temporal de todos os parâmetros analisados no Lago Iara.
A Figura 4.25 ilustra o comportamento temporal dos vários parâmetros
analisados no Lago Iara e indica que não ocorreu uma variação significativa entre os
parâmetros avaliados.
93
9h 12h 17:40 h 23:50 h 6:35 h 12 h
0,40,60,81,01,21,41,61,82,06,5
7,0
7,5
8,0
8,5
9,0
9,5
Hgtotal HgreativoHg-orgânico
Espé
cies
de
Hg/
ng
L-1
-3
-2
-1
0
0,0 0,4 0,8 1,2 1,6 4 6 8 10 1
Hgtotal Hgreativo Hgorgânico
Concentração das espécies de Hg/ ng L-1
Prof
undi
dade
/ m
a b
Figura 4.26 Variação da concentração das espécies de Hg determinadas no Lago Iara
para a) perfil temporal e b) perfil espacial, para coleta realizada em
Janeiro/2002.
A Figura 4.26 ilustra, que a concentração de Hgreativo é menor que a
concentração de Hgorgânico tanto para o perfil espacial quanto temporal. Por meio
da figura 4.26a, observa-se que a concentração de Hgorgânico aumenta durante a
noite tendo um pico máximo às 23:50 h, este resultado está de acordo com os
resultados apresentados por Sellers et alii (1996) que demonstraram que o
metilmercúrio pode ser fotodegradado na superfície das águas, sendo este um
processo abiótico e de primeira ordem com relação à concentração de metilmercúrio
e a intensidade da radiação solar. A luz solar, pode transformar o metilmercúrio em
Hg (II) e Hg0. Devido a este motivo, esperava-se que a concentração de Hgorgânico
fosse maior durante a noite. Os resultados para o perfil espacial (Figura 26 b)
mostram que a concentração de Hg é menor na superfície do lago e aumenta com a
profundidade, indicando que este deve estar sendo fotodegradado na superfície das
águas. Convém ressaltar que estes resultados são exploratórios e inéditos para a
Bacia do Rio Negro, necessitando portanto de serem confirmados em nova
expedição.
94
4.8.3 Resultados obtidos de Hgorgânico no Rio Branco e Lago Araçá
��Rio Branco
TABELA 4.13 Valores encontrados para Rio Branco, para amostras coletadas no dia
30/01/02 as 12 h e 22:05 h.
RioBranco
TOC/
mg L-1
pH T/�C
Cond/
�S
OD/
mg L-1
CO2/
�mol L-1
Hgtotal/
ng L-1
Hgreat/
ng L-1
Hgorg/
ng L-1
%
Hgorg
12:00 h 1,9 7,3 30,5 29,1 4,9 124,0 3,4 1,6 0,07 2,1
22:05 h 1,7 7,4 29,6 29,6 6,4 128,0 3,7 1,8 0,13 3,5
O Rio Branco é um rio típico de águas brancas cujo valor de pH é ao redor de
7,0, a condutividade por volta de 30,0 �S cm-1 e TOC 1,5 mg L-1. De acordo com a
literatura, estas características não são ideais para a metilação, portanto espera-se que
concentração de Hgorgânico nestas águas não seja elevada.
Analisando a Tabela 4.13, observa-se que a concentração de Hgorgânico é
relativamente baixa (aproximadamente 0,1 ng L-1 quando comparada a concentração
encontrada em rios de águas pretas como o Lago Iara).
��Lago Araçá
Os resultados obtidos para o Lago Araçá encontram-se listados na Tabela 4.14.
TABELA 4.14: Valores encontrados para amostras coletadas no Lago Araçá para no dia
31/01/02 as 22:05 h.
LagoAraçá
COT/
mg L-
1
pH
T/
�C
Cond/
�S
OD/
mg L-1
CO2/
�mol L-
1
Hgtotal/
ng L-1
Hgreat/
ng L-1
Hgorg/
ng L-1
%
Hgorg
12:00h
4,3 6,5
29,9
7,7 4,3 21,6 7,4 0,6 0,27 3,6
O lago Araçá, é um lago de águas brancas, porém nesta campanha apresentou
influência das águas pretas, o que pode ser observado através dos valores de Hgtotal
95
(próximo ao valor encontrado para o Lago Iara – água preta) e COT, que apresenta um
valor intermediário entre os valores encontrados para águas branca e preta.
4.8.4 Recuperação do meti mercúr o adicionado nas amostras coletadas na
Bacia do Rio Negro
l i
Considerando que a determinação de Hgorgânico não pode ser feita logo após a
coleta, preocupou-se com a possibilidade de perda do Hgorgânico durante o transporte
das amostras para o laboratório, sendo que para isto foram realizados testes de
recuperação do metilmercúrio adicionado as amostras e no diclorometano (solvente que
compõe a fase orgânica). Os valores obtidos para este teste encontram-se ilustrados na
Tabela 4.15.
TABELA 4.15 Porcentagens de recuperação do metilmercúrio (10 ng L-1) adicionado
nas diversas matrizes de água analisadas.
AmostrasRecuperação do metilmercúrio
adicionado/ %
Rio Branco 95,9
Lago Iara (27/01/02 – 14 h) 89,4
Lago Araçá 91,4
Igarapé (Ponto 3) 80,8
Adição na fase orgânica 80,9
Os resultados ilustrados na Tabela 4.15 indicam que não houve perda de
Hgorgânico durante o armazenamento e transporte dos extratos contendo esta espécie,
pois a recuperação do metilmercúrio adicionado foi cerca de 81-96 %.
96
4.8.5 Porcentagem de Hgorgânico encontrado nas amostras de água da Bacia
do Rio Negro
A Tabela 4.16 ilustra a porcentagem de Hgorgânico para os reservatórios
aquáticos analisados durante a expedição para a Bacia do Rio, em Janeiro de 2001.
TABELA 4.16 Porcentagens de Hgorgânico frente ao estoque de Hgtotal para águas na
Bacia do Rio Negro.
Pontos de
amostragem
Hgtotal
/ ngL-1
Hgorgânico
/ ngL-1 %Hgorgânico
Igarapé (Ponto 1) 7,8 1,30 17,0
Igarapé (Ponto 2) 6,6 0,90 14,0
Igarapé (Ponto 3) 7,3 0,20 3,0
Lago Iara 10,3 1,20 11,0
Lago Araçá 7,4 0,27 3,6
Rio Branco 3,4 0,07 2,0
Através da Tabela 4.16, observa-se que o estoque de Hgorgânico foi maior em
reservatórios de águas pretas, devido este apresentar características essenciais para a
metilação (pH ácido e COT elevados). Estes valores apresentados são para Hgorgânico e
segundo Coquery et alii, 1997, o metilmercúrio corresponde a menos que 5% do
mercúrio total em águas marinhas e estuarias, porém em águas doces e de rios a
concentração de metilmercúrio possa chegar a 30% da concentração do Hgtotal (Kudo
et alii, 1982).
97
TABELA 4.17 Concentração e porcentagem de metilmercúrio em águas naturais e
sedimentos registrados na literatura.
Tipo de amostra/ região Metilmercúrio/ ng L-1 Referência
Rio Tapajós, Brasil (água
filtrada)0,02-0,03 (< 5% Hgtotal) Roulet et alii, 2000
Rio Tapajós, Brasil (água
filtrada) - Igapó 0,07-0,24 (3-22% Hgtotal) Roulet et alii, 2000
Rios no Sul da Flórida < 0,03-52% Hgtotal Kannan et alii, 1998
Águas de lagos
anaeróbios58% Hgtotal Gilmour e Henry, 1991
Água doce da Califórnia 25-80% Hgtotal Gill e Bruland, 1990
Águas de Lagos no
Nordeste de Wisconsin,
região de Vilas County
4-53% Hgtotal Watras et alii, 1995
Igarapé (Ponto 1) 1,3 (17,0% Hgtotal) Este trabalho*
Igarapé (Ponto 2) 0,9 (14,0% Hgtotal) Este trabalho*
Igarapé (Ponto 3) 0,2 (3,0% Hgtotal) Este trabalho*
Lago Iara 1,5 (11,0% Hgtotal) Este trabalho*
Lago Araçá 0,3 (3,6% Hgtotal) Este trabalho*
Rio Branco 0,1 (2,0% Hgtotal) Este trabalho*
* Estes resultados são para Hgorgânico e não metilmercúrio.
Os resultados listados na Tabela 4.17 mostram que a concentração de
metilmercúrio em águas pode chegar a 53% da concentração de Hgtotal. Os valores
encontrados para rios da Bacia do Rio Negro chegaram a apresentar o valor máximo de
17%, estando bem abaixo dos valores encontrados para lagos e rios de outros países.
98
99
5 Conclusões
Este estudo contribuiu para o entendimento de uma das etapas de maior
importância no ciclo do Hg que é a produção de Hgorgânico em água e sedimento à
partir de Hg0 além de gerar resultados inéditos de Hgorgânico para alguns lagos e rios
da Bacia do Rio Negro, Amazônia.
Dois métodos foram adaptados para a determinação de Hgorgânico em amostras
de água e sedimento utilizando o CVAFS como método de quantificação e metilmercúrio
como composto modelo nas determinações. O estudo de interferentes mostrou que a
extração de Hgorgânico na presença de 0,0 a 20,0 ng L-1 de Hg2+, 700 ng L-1 de Hg0 e
0,0 a 30,0 mg L-1 de ácido húmico, não geram falsos positivos. Os testes de
recuperação para todas as matrizes apresentaram valores que tornaram os
procedimentos adequados para as determinações de Hgorgânico em amostras naturais.
Para as amostras de água este valor variou de 90-110% e para as amostra de
sedimento 57-110%.
Os resultados apresentados através dos microcosmos em condições bióticas
indicam que o Hg0 é transformado em Hgorgânico rapidamente quando em condições
aeróbias ou anaeróbias, sendo mais intenso nesta última. Através dos resultados obtidos
pode-se inferir que a produção de Hgorgânico em condições aeróbias e anaeróbias deve
seguir um mecanismo simples de oxidação do Hg0 pelo oxigênio ou bactérias e em
seguida a sua transformação para Hgorgânico.
A produção de Hgorgânico no sedimento foi mais intensa para as condições
anaeróbias, em todos os experimentos em microcosmos realizados. A produção de
Hgorgânico em condições anaeróbias e meio biótico foi de 617 �g kg-1 sed seco dia-1.
Conclui-se que a taxa de produção de Hgorgânico foi maior em sedimento contendo
maior teor de carbono orgânico.
Foi verificado também a dificuldade em se trabalhar em condições estéreis, sem
alterar as características do sedimento de maneira que fosse possível comparar os
resultados da produção de mercúrio orgânico em condições bióticas e abióticas. Conclui-
se que é praticamente impossível trabalhar em condições estéreis sem alterar as
100
características do meio, pois ao autoclavar o sedimento a concentração de carbono
orgânico total na fase aquosa aumentou em torno de 330 vezes, facilitando a produção
de Hgorgânico.
Convém ressaltar que na Amazônia (região tropical), as águas do Rio Negro
apresentam valores baixos de pH, além de altas concentrações de matéria orgânica e
alta densidade de microorganismos. Estas condições encontradas no Rio Negro são
ideais para produção de Hgorgânico a partir de Hg0 conforme apresentado neste
trabalho.
Conclui-se, frente aos resultados obtidos que a produção de Hgorgânico ocorre à
partir do Hg0 em condições aeróbias e anaeróbias em água e sedimento. Além disto,
observou-se que em águas brancas na Bacia do Rio Negro, a concentração de
Hgorgânico é da ordem de 2,5% do estoque total de Hg frente a 10 % para águas
pretas nesta mesma bacia. Este resultado é de extrema importância para auxiliar no
entendimento do ciclo do Hg na natureza, uma vez que o metilmercúrio
(aproximadamente 70 % do Hgorgânico) constitui a etapa chave para o entendimento
do ciclo do Hg.
101
102
6. Perspectivas para trabalhos futuros
Com este trabalho foi demonstrado que o mercúrio metálico em água e
sedimento pode ser transformado em Hgorgânico sob condições aeróbias e anaeróbias.
Além disto, observou-se que em águas brancas na Bacia do Rio Negro, a concentração
de Hgorgânico é da ordem de 2,5% do estoque total de Hg frente a 10 % para águas
pretas nesta mesma bacia. Para melhor esclarecimento dos fatores que influenciam a
formação de Hgorgânico a partir de Hg0 poderiam ser realizados:
��Intensificar trabalhos de campo, realizando outras campanhas na Bacia do Rio
Negro, e desta maneira conhecer mais detalhadamente qual o estoque de
Hgorgânico nos rios da Amazônia e seus impactos na população.
��Realizar um acompanhamento da variação sazonal do Hgorgânico na Bacia do Rio
Negro, procurando entender o papel do regime hídrico na metilação deste metal.
��Avaliar a influência da luz solar na produção de Hgorgânico em águas pretas e
brancas na Bacia do Rio Negro.
��Avaliar a produção de Hgorgânico a partir dos substratos Hg0 e Hg2+, em
microcosmos.
103
104
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130
131
8. Ensaios de proficiência do LQA para determinação de Hgtotal
Visando avaliar a fidedignidade dos resultados gerados de Hgtotal quantificados
por utilização do CVAAS neste trabalho, o LQA participou de um programa de
proficiência de Hg realizado pela Canadian Food Inspection Agency.
Em janeiro de 2002, recebemos quatro amostras de peixes certificadas, enlatadas
e enumeradas de 308 a 311. Estas latas foram abertas com auxílio de um abridor de
latas novo. Durante todo o procedimento de extração e quantificação do Hgtotal foram
tomados todos os cuidados necessários para que não houvesse contaminação das
amostras. Em maio de 2002 recebemos mais quatro amostras de peixe certificadas,
enlatadas e enumeradas de 312 a 315.
Conforme sugerido, a determinação de Hgorgânico foi realizada em triplicata e
em dois dias diferentes. O método para digestão das amostras foi obtido através do site
do próprio programa (www.inspection.gc.ca) e consistiu na pesagem de 0,1 – 0,5 g de
amostra. Em seguida foi adicionado 5 mL da solução ácida (500 mL de HNO3 e 2000 mL
de H2SO4). Os erlenmayers foram levados ao aquecimento a 60 ºC por 2 horas até a
digestão ter sido completa (digestão deve estar clara). Logo após os erlenmayers foram
retirados do aquecimento e então resfriados. Lentamente foram adicionados 15 mL de
KMnO4 6% (m/v) com agitação contínua em um banho de gelo e em seguida os
erlenmayers foram mantidos por 2 h em repouso. O excesso de permanganato de
potássio foi titulado pela adição de H2O2 30 % (v/v) até a solução ficar clara. Em
seguida foram adicionados 21 mL de água destilada para cada tubo. O volume foi
ajustado para 50 mL e as leituras de Hgtotal foram determinadas por utização de um
sistema FIA acoplado ao CVAAS, descito segundo Pasquini et alii (1988).
O LQA foi enumerado pela Agência como laboratório de número M101. Os
resultados da calibracão foram enviados pela Agência na forma de relatório. Este
apresentava o valor dos z-escores para cada amostra de cada laboratório (participaram
desta calibração 44 laboratórios) e estes foram interpretados da seguinte maneira:
132
a) � z� <= 2 Satisfatório
b) 2< � z� <= 3 Questionável
c) � z� > 3 Insatisfatório
Os resultados obtidos para as amostras analisadas no LQA, encontram-se
ilustrados na Tabela 9.1.
TABELA 9.1 Valores obtidos de Hgtotal para as amostras certificadas de peixe
analisadas no LQA.
Amostras � z�
308 2,696
309 1,901
310 1,108
311 1,930
312 0,429
313 -1,688
314 0,198
315 1,125
133
