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UNIVERSIDADE DO VALE DO ITAJAÍ
RAFAELA MICHELS DA SILVEIRA
BIOENSAIOS DE TOXICIDADE E ORGANISMOS BIOINDICADORES
COMO INSTRUMENTO PARA A CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO
RIO ITAJAÍ-MIRIM, SC.
ITAJAÍ
2007
ii
RAFAELA MICHELS DA SILVEIRA
BIOENSAIOS DE TOXICIDADE E ORGANISMOS BIOINDICADORES
COMO INSTRUMENTO PARA A CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO
RIO ITAJAÍ-MIRIM, SC.
Dissertação apresentada como requisito
parcial à obtenção do título de Mestre em
Ciência e Tecnologia Ambiental, Curso de
Pós-Graduação Stricto Sensu em Ciência
e Tecnologia Ambiental, centro de
Ciências Tecnológicas da Terra e do Mar,
Universidade do Vale do Itajaí.
Orientador: Prof. Dr. Antônio C. Beaumord
ITAJAÍ
2007
iii
RAFAELA MICHELS DA SILVEIRA
BIOENSAIOS DE TOXICIDADE E ORGANISMOS BIOINDICADORES
COMO INSTRUMENTO PARA A CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO
RIO ITAJAÍ-MIRIM, SC.
Esta Dissertação foi julgada adequada para a obtenção do título de Mestre em Ciência e Tecnologia Ambiental e aprovada pelo Programa de Mestrado Acadêmico em Ciência e Tecnologia Ambiental do Curso de Pós-Graduação Stricto Sensu em Ciência e Tecnologia Ambiental da Universidade do Vale do Itajaí, Centro de Educação de Ciências Tecnológicas da Terra e do Mar.
Itajaí, SC, 18 de junho de 2007
__________________________________________________ Prof. Dr. Claudemir Radetski
Coordenador
__________________________________________________ Prof. Dr. Antônio Carlos Beaumord
Orientador
__________________________________________________ Prof. Dr.Charrid Resgalla Jr.
Convidado Interno
__________________________________________________ Prof. Dr. Mauricio Mello Petrucio
Universidade Federal de Santa Catarina – Convidado Externo
iv
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS.....................................................................................................vi
LISTA DE TABELAS....................................................................................................vii
1. APRESENTAÇÃO....................................................................................................1
Resumo.........................................................................................................................2
Abstract.........................................................................................................................3
1.1. Introdução .............................................................................................................4
1.2. Caracterização da Área de Estudo......................................................................11
1.3. Metodologia Utilizada..........................................................................................15
1.3.1. Parâmetros Físico-químicos.............................................................................15
1.3.2. Bioensaios.........................................................................................................16
1.3.3. Bioindicadores...................................................................................................16
1.3.4. Descrição das Estações Amostrais...................................................................17
1.4. Resultados e Discussão ......................................................................................21
1.5. Conclusões..........................................................................................................28
1.6. Referências Bibliográficas...................................................................................30
2. BIOENSAIOS DE TOXICIDADE – ÁGUA E SEDIMENTO.....................................33
2.1. Introdução ...........................................................................................................34
2.2. Metodologia Utilizada..........................................................................................40
2.2.1. Água Superficial................................................................................................40
2.2.1.1.Testes de toxicidade com Pseudokirchneriella subcaptata............................40
2.2.1.2. Testes de toxicidade com Daphnia magna....................................................42
2.2.2. Testes de Toxicidade com Sedimento..............................................................42
2.3. Resultados e Discussão......................................................................................43
2.3.1. Água Superficial................................................................................................43
2.3.1.1. Testes de Toxicidade com Pseudokirchneriella subcaptata..........................43
2.3.1.2. Testes de Toxicidade com Daphnia magna...................................................46
2.3.2. Sedimento.........................................................................................................47
2.4. Conclusões..........................................................................................................49
2.5. Referências Bibliográficas...................................................................................51
v
3. BIOINDICADORES – MACROINVERTEBRADOS AQUÁTICOS...........................56
3.1. Introdução............................................................................................................57
3.2. Metodologia Utilizada...........................................................................................65
3.2.1.Infauna...............................................................................................................65
3.2.2. Déficit de Espécies............................................................................................65
3.2.3. Métricas relacionadas à composição da comunidade......................................66
3.2.4. Métricas relacionadas a graus de tolerância à contaminação..........................67
3.3. Resultados e Discussão.......................................................................................67
3.3.1. Infauna..............................................................................................................67
3.3.2. Déficit de Espécies............................................................................................70
3.3.3. Métricas relacionadas à composição da comunidade......................................71
3.3.4. Métricas relacionadas a graus de tolerância à contaminação..........................74
3.4. Conclusões..........................................................................................................80
3.5. Referências Bibliográficas...................................................................................82
4. CARACTERIZAÇÂO AMBIENTAL DO RIO ITAJAÍ-MIRIM, SC.............................85
4.1. Introdução............................................................................................................86
4.2. Metodologia Utilizada...........................................................................................88
4.3. Resultados e Discussão.......................................................................................90
4.4. Conclusão Final...................................................................................................91
4.5. Referências Bibliográficas....................................................................................94
APÊNDICES...............................................................................................................95
ANEXOS...................................................................................................................122
vi
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.1. Estações de coleta (#A - #J) localizadas no Rio Itajaí-Mirim....................16 Figura 1.2. Valores de pH nas amostras coletadas ao longo do Rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo.......................................................................................22 Figura 1.3. Valores de condutividade nas amostras coletadas ao longo do Rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo.............................................................................23 Figura 1.4. Valores de oxigênio (mg/l) nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo.............................................................................24 Figura 1.5. Valores de temperatura nas amostras coletadas ao longo do Rio Itajaí Mirim durante o período de estudo.............................................................................25 Figura 1.6. Precipitação acumulada na região do Rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo. Fonte: CPTEC (2005)................................................................................26 Figura 1.7. Valores de material particulado em suspensão nas amostras coletadas ao longo do Rio Itajaí-mirim durante o período de estudo...............................................27 Figura 1.8. Valores de turbidez nas amostras coletadas ao longo do Rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo.......................................................................................28 Figura 2.1. Variação temporal e espacial da toxicidade crônica (%) das águas superficiais do Rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005)................44 Figura 2.2. Variação temporal e espacial da toxicidade aguda (%) das águas superficiais do Rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005)................47 Figura 2.3. Variação temporal e espacial da toxicidade aguda (%) nos sedimentos do Rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005)........................................48
vii
LISTA DE TABELAS
Tabela 1.1. Características de localização e uso e ocupação do solo das estações de coleta no rio Itajaí-Mirim..............................................................................................20 Tabela 3.1. Qualidade de água para Índices %EPT. Fonte: CARRERA & FIERRO (2001)..........................................................................................................................67 Tabela 3.2. Lista de táxons de macroinvertebrados registrados nas estações de coleta, no rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005............................68 Tabela 3.3. Abundâncias relativas de macroinvertebrados registrados nas estações de coleta, no rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005............................................................................................................................69 Tabela 3.4. Resultado da aplicação do método de déficit de espécies encontradas no rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo (KOTHE, 1962).....................................70 Tabela 3.5. Percentual de Ephemeroptera/Plecoptera/Trichoptera (%EPT) aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim...........................................................................................................................71 Tabela 3.6. Percentual de Chironomidae aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim..........................................72 Tabela 3.7. Percentual de Oligochaeta aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim...........................................................................................................................73 Tabela 3.8. Percentual de organismos resistentes a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim...........................................................................................................................74 Tabela 3.9. Percentual de organismos sensíveis a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.........75 Tabela 3.10. Percentual de organismos tolerantes a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim...........................................................................................................................75 Tabela 3.11. Percentuais de organismos em relação a tolerância a contaminação nas 10 estações amostrais do rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005............................................................................................................................76
viii
Tabela 3.12. Organismos resistentes a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.........77 Tabela 3.13. Organismos sensíveis a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim...........................................................................................................................78 Tabela 3.14. Organismos tolerantes a contaminação aplicado para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no Rio Itajaí-Mirim........78 Tabela 3.15. Resultados da avaliação da qualidade das águas do Rio Itajaí-Mirim para a comunidade de invertebrados nos diferentes trechos, com as diferentes métricas testadas........................................................................................................80 Tabela 4.1. Possibilidade de combinações entre os componentes (modificado de CHAPMAN, 1990), segundo ZAMBONI & ABESSA (2002)........................................88 Tabela 4.2. Integração dos dados de comunidade bentônica, toxicidade e parâmetros químicos durante o período de estudo........................................................................90
APRESENTAÇÃO
2
RESUMO
Considerando-se a necessidade crescente de monitoramento e avaliação dos
sistemas hídricos, este estudo objetivou caracterizar através da abordagem
ecotoxicológica e de bioindicadores, a qualidade da água e do sedimento do rio
Itajaí-Mirim nos trechos dos municípios de Brusque a Vidal Ramos. Para isso,
realizaram-se bioensaios com água e sedimento, utilizando-se os organismos
planctônicos Pseudokirchneriella subcaptata e Daphnia magna, organismos
bentônicos como bioindicadores, além das análises físicas e químicas da água,
durante o período de junho de 2004 a dezembro de 2005, em 10 estações amostrais
ao longo do rio. Os resultados indicaram alterações na qualidade das águas e do
sedimento do rio Itajaí-Mirim, principalmente nos trechos Alto Vidal e Brusque, devido
ao uso e ocupação do solo, sem ações de manejo e controle, comprometendo a
qualidade da água utilizada para o consumo doméstico nos municípios de Itajaí e
Brusque.
Palavras-chave: bioindicadores, ecotoxicologia, qualidade de água, rio Itajaí-Mirim.
3
ABSTRACT Taking into account the increasing necessity of evaluating and monitoring hydric
systems, this study aimed to characterize through the ecotoxicologic and bioindicator
approach, the water and sediment quality in the middle stretch of the Itajaí-Mirim
river, between the cities of Brusque and Vidal Ramos (Santa Catarina State,
Southern Brazil). In other to accomplish these objectives, bioassays with water and
sediment were conducted using planktonic organisms Pseudokirchneriella subcaptata
and Daphnia magna, as well as benthic organisms’ surveys as bioindicators, and
physical and chemical water analyses. Sampling work took place between June 2004
and December 2005, in 10 different sites along the river. Results indicated alterations
in water and sediment quality, mainly in the higher stretches and near the town of
Brusque, due to the land use with no measures of management and control of the
resource, compromising the water quality, used for domestic consumption in the
counties of Itajaí and Brusque.
4
1.1. INTRODUÇÃO
As águas utilizadas para abastecimento e demais atividades sócio-
econômicas são captadas principalmente em rios, lagos, represas e aqüíferos
subterrâneos. Certamente, pelo fato desses mananciais se encontrarem nos
domínios terrestres são também referidos como águas interiores. Essas águas
apresentam características de qualidade muito variadas, que lhes são conferidas
pelos ambientes, por onde circulam, percolam ou onde são armazenadas.
Considerando-se a importância crescente da influência de fatores antropogênicos
sobre a qualidade das águas, torna-se necessário, distinguir as suas características
naturais daquelas produzidas pela ação do homem.
Os mananciais urbanos são as fontes disponíveis de água, nos quais as
populações podem ser abastecidas para suas necessidades. O manancial deve
possuir quantidade e qualidade de água adequada ao seu uso, sendo o uso mais
nobre o consumo de água pela população, o chamado consumo doméstico
(TUNDISI, TUNDISI & ROCHA, 2002). Segundo PORTO (1991), as águas captadas
de bacias hidrográficas não protegidas não são confiáveis para abastecimento
público, pelo fato de meramente atender aos poucos parâmetros de qualidade
estabelecidos pelos padrões gerais de qualidade ambiental, ou de potabilidade para
águas destinadas ao consumo humano.
O desenvolvimento urbano envolve duas atividades conflitantes com a
qualidade dos mananciais, o aumento da demanda de água, e a degradação do
ambiente decorrente de atividades antropogênicas sem as devidas ações de manejo
e controle. O que também compromete a qualidade da água de um manancial é a
presença de certas atividades industriais ou extrativas que lancem às águas
substâncias tóxicas (TUNDISI, TUNDISI & ROCHA, 2002). A expressão qualidade
da água não se refere a um grau de pureza absoluto ou mesmo próximo do absoluto,
como se requer, em geral, para outras substâncias, compostos ou materiais. Refere-
5
se, a um padrão tão próximo quanto possível do natural, isto é, da água tal como se
encontra nos rios e nascentes, antes do contato com o homem (BRANCO, 1991).
Os rios são coletores naturais de água das paisagens, refletindo o uso e
ocupação do solo de sua respectiva bacia de drenagem. Os principais processos
degradadores observados em função das atividades humanas nas bacias de
drenagem são o assoreamento e homogeneização do leito de rios e córregos,
diminuição da diversidade de habitats e microhabitats, e eutrofização artificial com o
enriquecimento excessivo das concentrações de fósforo e nitrogênio nos corpos
d´água (BARBOUR et al., 1999).
O modo de detectar tais processos degradadores se faz pelo monitoramento
da qualidade ambiental, através da analise das propriedades biogeoquímicas e
biológicas de distintas fases abióticas e bióticas dos compartimentos dos
ecossistemas aquáticos, como coluna d’água e suas subfases e sedimentos
(ZAGATTO & BERTOLETTI, 2006).
Segundo ZAMBONI (1993) existem atualmente duas formas, comumente
utilizadas para avaliar a ação de determinados poluentes nos sistemas biológicos. A
primeira está relacionada com a interpretação das modificações estruturais das
comunidades em relação às alterações ambientais, que podem servir como base
classificatória do grau de integridade do ambiente, sendo que uma avaliação de
caráter ecológico deve, necessariamente, incluir levantamentos biológicos, análises
físico-químicas da água e levantamentos dos demais parâmetros ambientais, que
compõem os habitats em estudo. A segunda forma de avaliar o efeito de um
determinado composto químico, ou um conjunto deles formando uma substância
complexa sobre os organismos, seriam os testes de toxicidade realizados em
laboratório. Estes testes são aplicados na avaliação da qualidade da água porque
apenas os testes químicos e físicos não detectam ações sinergéticas entre
contaminantes, não sendo suficientes para assegurar o potencial efeito na biota
aquática. As análises químicas, que em 1980 predominaram como forma de
6
caracterizar os contaminantes contidos em efluentes líquidos, e que serviram como
base dos padrões da legislação sobre qualidade ambiental, sozinhas não são
suficientes para evitar a toxicidade dos mesmos a organismos aquáticos. Mesmo
porque, as análises químicas não são capazes de precisar em que fração cada
substância presente estaria disponível para exercer um efeito tóxico sobre a biota.
Uma vez lançadas no ambiente, quaisquer substâncias ou compostos químicos
podem iniciar uma infinidade de interações entre si e com os constituintes do meio,
que poderão resultar nas mais diferentes formas de ação sobre as comunidades
biológicas a elas expostas (ZAMBONI, op.cit.).
O monitoramento de variáveis físicas e químicas traz algumas vantagens na
identificação de alterações ambientais em ecossistemas aquáticos, tais como:
identificação imediata de modificações nas propriedades físicas e químicas da água;
detecção precisa da variável modificada, e determinação destas concentrações
alteradas. Entretanto este sistema apresenta como desvantagem a descontinuidade
temporal e espacial das amostragens, fornecendo somente uma fotografia
momentânea do que pode ser uma situação altamente dinâmica (WHITFIELD, 2001).
Em função da capacidade de autodepuração e do fluxo unidirecional de
ecossistemas lóticos, os efluentes carreados por drenagens pluviais para dentro de
ecossistemas aquáticos podem ser diluídos (dependendo das concentrações e
tamanho do rio) antes da data de coleta das amostras ou causarem poucas
modificações nos valores das variáveis. Além disso, o monitoramento físico e
químico da água é pouco eficiente na detecção de alterações na diversidade de
habitats e microhabitats e insuficiente na determinação das conseqüências da
alteração da qualidade de água sobre as comunidades biológicas.
Por outro lado, as comunidades biológicas refletem a integridade ecológica
total dos ecossistemas, integrando os efeitos dos diferentes fatores causais e
fornecendo uma medida agregada dos eventuais efeitos adversos (BARBOUR et al.,
1999). As comunidades biológicas de ecossistemas aquáticos são formadas por
organismos que apresentam adaptações evolutivas a determinadas condições
7
ambientais e apresentam limites de tolerância a diferentes alterações das mesmas
(ALBA-TERCEDOR, 1996). Desta forma, o monitoramento biológico constitui-se
como uma ferramenta na avaliação das respostas destas comunidades biológicas a
modificações nas condições ambientais originais.
Devido a algumas características intrínsecas à biota, a utilização da
comunidade aquática em estudos ecológicos oferece vantagens importantes sobre
as medições químicas, tais como exposição prolongada a todas as variações de
parâmetros ambientais, fornecendo, portanto, uma resposta integrada. Os dados
químicos são eficientes, mas são dados instantâneos, requerendo um grande
número de medições para se obter uma representação fiel, enquanto que a biota
apresenta diferentes níveis de sensibilidade e taxas de recuperação dependendo da
espécie e dos ciclos de vida; além de sua capacidade de concentrar e armazenar
substâncias em seus tecidos, quando muitas vezes, tais substâncias não são
detectadas no ambiente por meios químicos. O principal motivo para o uso de
organismos indicadores de qualidade da água é que a presença ou ausência destes
organismos funciona como uma reflexão do ambiente em que se encontram
(SEMARH, 2004).
Alterações na qualidade da água podem eliminar ou selecionar a fonte de luz
(devido a turbidez ou ao calor), eliminar ou reduzir o oxigênio dissolvido (DBO),
introduzir elemento orgânico (em substituição da produção primária), além de várias
outras mudanças, reduzindo-se assim a disponibilidade de nichos ecológicos e, com
isto, comprometendo a estabilidade do sistema. Por isto, é possível utilizar o grau de
diversidade específica como parâmetro na avaliação da qualidade da água.
Geralmente, a maior diversidade caracteriza os ambientes não sujeitos a
perturbações. Águas de má qualidade apresentam, invariavelmente, um pequeno
número de espécies, ou seja, menor quanto o maior grau de seletividade ou estresse
provocado pelos poluentes, e um grande número de indivíduos (BRANCO, 2002).
8
O monitoramento biológico é realizado principalmente através da aplicação de
diferentes protocolos de avaliação, índices biológicos e multimétricos, tendo como
base a utilização de bioindicadores de qualidade de água e hábitat. Os principais
métodos envolvidos abrangem o levantamento e avaliação de modificações na
riqueza de espécies e índices de diversidade; abundância de organismos resistentes;
perda de espécies sensíveis; medidas de produtividade primária e secundária;
sensibilidade a concentrações de substâncias tóxicas, entre outros (BARBOUR et al.,
1999).
A contaminação ambiental por substâncias químicas é conseqüência da
grande industrialização, da utilização crescente de veículos e dos usos intensivos
dos recursos naturais pela agropecuária, silvicultura e mineração. Assim, a
ecotoxicologia alerta para as substância químicas que representam risco e, sugere a
aplicação de medidas preventivas antes que ocorram graves danos aos
ecossistemas naturais (PAASIVIRTA, 1991).
Nenhuma substância química é totalmente segura ou totalmente danosa. Seu
efeito está relacionado com a sua concentração no meio e seu tempo de
permanência ou tempo de exposição sobre o organismo. Neste sentido os testes de
toxicidade são aplicados para avaliar os efeitos adversos do composto químico em
um organismo de forma padronizada, em condições replicáveis que permita
comparações com outros compostos testados. Apenas técnicas de
biomonitoramento, baseadas no uso de espécies sensíveis podem ser utilizadas para
medir integrativamente as respostas aos efeitos interativos de tais substâncias.
A ecotoxicologia foi definida por RAMADE (1977) como a ciência que tem por
objetivo estudar as modalidades de contaminação do ambiente pelos poluentes
naturais ou sintéticos, produzidos por atividades humanas, seus mecanismos de
ação e seus efeitos sobre o conjunto de seres vivos que habitam a biosfera. A
toxicologia aquática é o estudo qualitativo e quantitativo dos efeitos adversos ou
tóxicos de compostos químicos ou outros materiais gerados por ações
9
antropogênicas e xenobióticos (substâncias estranhas ou externas ao sistema
biótico) em organismos aquáticos. Está envolvida em um campo multidisciplinar de
estudo com outras ciências, além dos campos diretamente relacionados aos
processos da escala dos testes como a estrutura biológica do organismo-teste e
fatores físicos, químicos e biológicos do agente químico. Incluem nesta ciência os
estudos sobre transporte e distribuição dos poluentes no ambiente.
O objetivo dos testes de toxicidade é verificar os efeitos provocados a médio
e longo prazos, por doses subletais fornecidas contínua ou repetidamente durante
certo tempo. Dificilmente se poderia obter esse tipo de informação, a partir,
simplesmente, de dados analíticos. A toxicidade de uma água, ou seja, a sua
capacidade de provocar estados mórbidos, nem sempre depende da presença de
uma única espécie química, mas sim da interação de diferentes espécies e
condições físicas e químicas, da qual podem resultar atenuações ou, ao contrário,
sinergismos, reduzindo ou acentuando os efeitos tóxicos individuais. Assim, o
verdadeiro potencial de toxicidade de uma água só pode ser estimado, com relativo
grau de segurança, através de ensaios sintéticos, ou empíricos, realizados com
seres vivos (BRANCO, 2002). Testes de toxicidade podem ser eficientes
instrumentos de avaliação da qualidade de água e/ou sedimento. A qualidade é
definida dentro de padrões e exigências que assegurem o bem estar dos organismos
no ambiente em estudo (NASCIMENTO, 1998).
Nos estudos de ecotoxicidade, avaliam-se os efeitos causados às espécies-
teste, por meio da exposição de organismos representativos do ambiente às várias
concentrações de uma ou mais substâncias, por período determinado. Em razão da
multiplicidade de espécies existentes e das inúmeras relações de dependência entre
elas, preconiza-se que os testes sejam realizados com, no mínimo, três organismos
pertencentes a diferentes níveis tróficos, de modo a obter o resultado com o
organismo mais suscetível, estimando com maior segurança o efeito deletério.
Assim, os testes de ecotoxicidade devem ser conduzidos em produtores (algas),
consumidores primários, consumidores secundários e decompositores (CHASIN &
10
AZEVEDO, 2003). O desenvolvimento de métodos em ecotoxicidade é assunto
complexo e, de maneira geral, tem por finalidade a predição de efeitos ambientais, a
comparação entre substâncias e a monitoração de efluentes (RAND, 1995; KNIE &
LOPES, 2004). A utilização de testes de toxicidade com diferentes organismos-teste
diminui os erros e incertezas associadas à extrapolação das respostas de laboratório
para campo e à identificação e quantificação das respostas falsas negativas e falsas
positivas (OLIVEIRA-NETO et al., 1998).
O fato de que os testes são executados em ambiente artificial, como num
laboratório, não permite, extrapolar os resultados diretamente ao ecossistema,
ficando restrito unicamente ao organismo-teste especifico e às condições que
levaram ao resultado do ensaio. Deduções sobre os processos complexos nos
sistemas aquáticos, que até hoje são relativamente pouco conhecidos, podem ser
feitas somente com cautela. Porém, os testes fornecem informações e indicações
sobre os possíveis riscos e alterações prejudiciais ao ambiente, servindo, assim,
como sistemas preventivos de proteção e alerta (KNIE & LOPES, 2004).
O monitoramento de ecossistemas aquáticos não deve estar limitado apenas
às análises do compartimento água, mas também deve incluir o sedimento, uma vez
que este compartimento pode alterar a qualidade das águas quando substâncias
naturais e/ou resultantes de ações antropogênicas, introduzidas no sistema, podem
ser liberadas para a coluna d’água devido a mudanças de caráter físico, químico e
biológico das condições ambientais (INGERSOLL, 1995).
Considerando-se a necessidade crescente de monitoramento e avaliação dos
sistemas hídricos, este estudo objetivou caracterizar através da abordagem
ecotoxicológica e de bioindicadores, a qualidade da água e do sedimento do rio
Itajaí-Mirim. Para isso, realizaram-se bioensaios com água e sedimento, utilizando-se
os organismos planctônicos Pseudokirchneriella subcaptata e Daphnia magna,
organismos bentônicos como bioindicadores, além das análises físico-químicas da
água. Objetivou-se também determinar quais os trechos do rio Itajaí-Mirim estão
11
sujeitos a contaminação crônica, através da abordagem ecotoxicológica; determinar
se existe flutuação temporal desta contaminação, e determinar a qualidade da água
captada para abastecer os municípios de Brusque e Itajaí.
1.2. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
A bacia hidrográfica do rio Itajaí, em Santa Catarina, divide-se em duas
regiões distintas: a do planalto e a do litoral. No planalto, os rios Itajaí do Oeste e
Itajaí do Sul se encontram, na altura do município de rio do Sul, formando o rio Itajaí-
Açu. Os afluentes mais importantes do baixo Vale do Itajaí-Açu são o rio Luís Alves e
o rio Itajaí-Mirim (AMFRI, 2004). O rio Itajaí-Mirim é um afluente da margem direita
do rio Itajaí-Açu, sendo seu maior tributário. Tem suas nascentes na serra dos
Faxinais, a aproximadamente 1.000 metros de altitude, e deságua já na região
estuarina do Itajaí-Açu, tendo o leito principal uma extensão de aproximadamente
170 km, e uma bacia de drenagem ocupando uma área de aproximadamente 1.600
km2 (RIFFEL & BEAUMORD, 2002).
Esta bacia engloba integralmente os municípios de Vidal Ramos, Presidente
Nereu, Botuverá, Guabiruba, e Brusque; e parcialmente os de Gaspar (3%), Ilhota
(9,5%), Camboriú (18%) e Itajaí (64%) totalizando assim 9 municípios (AMFRI,
2004). A bacia hidrográfica do rio Itajaí-Mirim está localizada na região do Vale do
Itajaí, entre as latitudes 26°53’17,1” e 26°56’05,1” Sul e as longitudes 48°40’57,8” e
48°44’12,4” Oeste, tendo a orientação do curso principal no sentido 17° Norte
(GAPLAN, 1986).
A cobertura vegetal original da bacia é considerada floresta Ombrófila Densa.
Esta região possui subdivisões em formações de zonas altitudinais, sendo elas:
aluvial, de terras baixas, montana e alto montana (IBGE, 1990). Este tipo de
vegetação pode ser dividido para melhor classificação e estudo nos seguintes tipos:
mata de várzea (que em períodos de chuva sofre inundações), matas localizadas ao
longo do Itajaí–Mirim, e em seus terraços aluviais mais antigos (formados por densos
12
aglomerados de seixos rolados de vários tamanhos), matas localizadas em encostas
íngremes e matas situadas nas grandes encostas (consideradas extensas encostas
com altitudes elevadas) (KLEIN, 1980). Conforme LAFIN (2003), o uso e ocupação
na bacia do rio Itajaí-Mirim, indicam que aproximadamente 56% da bacia estão
ocupados por vegetação em forma de mata/capoeirão e capoerinha. A ocupação
urbana representa apenas 2,3% da área da bacia. As principais não conformidades
entre o uso do solo e legislação ambiental da bacia, ocorrem entre as classes de uso
pastagens (22,5%) e reflorestamento (12,3%), que avançam até a beira do rio.
As principais atividades econômicas desenvolvidas na bacia do rio Itajaí-Mirim,
nos municípios de Itajaí e Brusque são a industrial, a mineração e a agrícola,
destacando a rizicultura como principal atividade agrícola da região. A situação
atualmente constatada em partes do rio Itajaí-Mirim é dramática em razão da
constante poluição e degradação do rio, principalmente nas partes baixas. O estado
atual pode ser atribuído a retirada da cobertura vegetal, a intensa atividade extrativa
da madeira; o uso agrícola de suas margens e aplicação de pesticidas provocando o
esgotamento dos solos. Nos municípios de Botuverá e Vidal Ramos, a principal
atividade econômica desenvolvida é a agrícola, destacando a cultura de fumo e o
cultivo de espécies arbóreas exóticas.
Para BEAUMORD e colaboradores (2003) a qualidade das águas do rio Itajaí-
Mirim varia de acordo com a ocupação de suas margens. Nos trechos mais altos
onde são poucos os núcleos urbanos e agricultura intensiva, verificou-se padrões
satisfatórios de qualidade de água, como por exemplo, os teores de oxigênio
dissolvido superiores a 7,0 mg/L. Já no trecho que corta o município de Brusque,
estes teores já caem para 6,0 mg/L chegando a casa de 3,0 mg/L no canal
extravasor, logo no município de Itajaí os teores são inferiores a 2,0 mg/L no leito
original do rio. O trabalho de RIFFEL (2003) identificou vários problemas ambientais
na bacia do rio Itajaí–Mirim, especialmente na região de Brusque. Este município é o
segundo mais populoso ao longo da bacia do rio Itajaí-Mirim, com cerca de 90.000
habitantes (IBGE, 2007), tendo a atividade industrial como a principal atividade
econômica, tornando-se o maior responsável pelo comprometimento da qualidade
13
ambiental dos recursos hídricos da região. Neste trecho do rio, a qualidade das
águas encontra-se bastante comprometida, já que as atividades antropogênicas
representadas principalmente pela ocupação das margens e despejo de efluentes,
influenciam diretamente na qualidade desse recurso. TELLES & BEAUMORD (2002)
e TESTONI (2005) apontam a atividade de extração de areia como outro fator que
influencia a qualidade ambiental do rio Itajaí–Mirim, na região de Brusque. As áreas
de armazenamento e beneficiamento de minerais extraídos localizam-se nas
margens do rio, sendo que o processo de beneficiamento, ao descartar a água de
volta ao rio, eleva o nível de turbidez e do material particulado em suspensão, sem
considerar ainda que o armazenamento pode induzir a processos de assoreamento
do rio. Segundo SILVEIRA NETO (2003) a precariedade da qualidade das águas do
rio Itajaí-Mirim no trecho que drena o município de Itajaí contrasta com o restante da
bacia. Devido a sua importância estratégica para o abastecimento de água da cidade
são requeridas ações emergenciais para reverter este quadro. Para COELHO (2004)
a aplicação do Índice de Qualidade de Água (IQA) no rio Itajaí-Mirim apresentou
resultados que diagnosticaram diferenças expressivas entre determinados trechos de
seu curso em relação à qualidade da água. Mesmo havendo estas diferenças o
índice de qualidade indicou que para o pior caso, quando utilizado a classificação
adotada pela CETESB, a qualidade da água é classificada como boa.
ANDRADE (2006), aplicando o índice de diversidade de Shannon com
diatomáceas epilíticas como indicador biológico, demonstrou um comprometimento
da qualidade ambiental nas estações localizadas no município de Brusque, uma
qualidade de água intermediária nas estações localizadas no município de Vidal
Ramos, e uma melhor qualidade no trecho localizado no município de Botuverá.
Resultado semelhante obteve OLIVEIRA (2006), utilizando como indicador as
assembléias fitoplanctônicas nos trechos médio e alto do rio Itajaí-Mirim, onde os
resultados obtidos com a utilização do índice de conjunto completo de espécies
indicaram situações de estresse intermediário a baixo no rio. Já com a utilização do
índice de conjunto reduzido de espécies, observaram-se situações com alto a
intermediário estresse ambiental. Trechos mais altos apresentaram condições não
14
muito favoráveis ao desenvolvimento pleno das assembléias fitoplanctônicas. Já com
relação ao trecho médio, a variação pode ser atribuída a situações de maior ou
menor estresse ambiental. MELLO (2005), utilizando o índice biótico BMWP
(Biological Monitoring Working Party Score System), com macroinvertebrados,
obteve resultados que indicaram que os trechos localizados no município de Brusque
apresentaram qualidade de água muito crítica, os trecho localizados no município de
Vidal Ramos apresentaram qualidade de água critica, e os trechos restantes
qualidade de água duvidosa. HOMECHIN Jr. (2006), através da caracterização
físico-química da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim, observou que os trechos de
Botuverá e Vidal Ramos apresentam uma melhor qualidade dos parâmetros
analisados devido a uma menor interferência antropogênica no seu quadro natural, e
que no município de Brusque a criticidade maior da qualidade das águas foi
verificada no trecho que cruza a cidade, se estendendo por cerca de 10 quilômetros
a jusante do centro da cidade.
Segundo RIFFEL (2003), a qualidade das águas desse rio vem sendo
comprometida paulatinamente devido a diversos fatores, tais como, o lançamento de
efluentes industriais e domésticos, sendo a maioria não tratados, águas utilizadas
nas atividades agrícolas contendo fertilizantes e defensivos, resíduos, detritos
animais e esgotos domésticos. SILVA (2003) aponta ainda, a captação das águas do
Itajaí-Mirim e de seus afluentes para a irrigação como uma atividade que impacta
negativamente as áreas ribeirinhas. As águas captadas nos cursos d´água e
utilizadas nas parcelas irrigadas, retornam para o rio levando concentrações
residuais de agroquímicos, além de elevada carga de material particulado fino. As
análises de água em trechos de rio próximos aos campos de arroz apresentaram
altos teores de turbidez e baixas concentrações de oxigênio dissolvido. A qualidade
da água está sendo comprometida, devido à proximidade das áreas de rizicultura ao
rio.
O rio Itajaí-Mirim sofre intensa pressão antropogênica como conseqüência da
ocupação das suas margens e dos usos de seus recursos, seja como fonte de
15
abastecimento (rural, urbano e industrial), como para descarga de efluentes ou como
fonte de exploração mineral, comprometendo a qualidade da água que é captada
para abastecimento público. Sendo o Itajaí-Mirim o manancial que sustenta o
abastecimento de todos as municipalidades drenadas por ele, a caracterização
ambiental através de testes de toxicidade e monitoramento de macroinvertebrados
pode fornecer um diagnóstico da qualidade da água utilizada para abastecimento,
além de avaliar a qualidade do sedimento, indicando o grau de integridade deste
ambiente.
1.3. METODOLOGIA UTILIZADA
1.3.1. Parâmetros Físico-químicos
Os parâmetros físico-químicos estão representados pelos sólidos dissolvidos
na água, turbidez, temperatura, pH, oxigênio dissolvido, dentre outros (VON
SPERLING, 1996). Segundo ALLAN (1995), a ocupação das bacias hidrográficas e o
conseqüente uso dos recursos hídricos modificam as características físico-químicas
e ambientais não apenas dos corpos d´água propriamente ditos, mas também das
margens ao longo de seus cursos, sendo poucos os rios e riachos que mantêm
preservadas e íntegras suas condições naturais.
As coletas das amostras nos pontos predeterminados (figura 1.1) foram
realizadas obedecendo a uma peridiocidade mensal, entre junho de 2004 e
dezembro de 2005 (apêndice 1). Para os parâmetros físicos de oxigênio dissolvido,
temperatura da água, pH, condutividade e turbidez, a determinação foi feita em situ,
com o multianalisador portátil Water Checker HORIBA® U-10. Foram também
coletadas amostras da água superficial para posterior determinação em laboratório
do Material particulado em suspensão (MPS). Para os testes de toxicidade com
água, foram coletadas amostras em frascos plásticos, sendo estes totalmente
preenchidos, para minimizar a presença de ar. As amostras foram mantidas em
temperatura de até 10°C até a chegada ao laboratório. Os sedimentos foram
16
coletados por um core, onde 5 cm do topo foram removidos e transferidos para sacos
plásticos sem ar e acondicionados em caixa de isopor para conservação até a
chegada ao laboratório. No laboratório, foram conservados a 4°C em geladeira.
1.3.2. Bioensaios
Para o monitoramento toxicológico da água foram empregados bioensaios
agudos com o microcrustáceo Daphnia magna (ABNT, 2003) e crônico com a alga
verde Pseudokirchneriella subcaptata (EPA, 2002). Para avaliar a qualidade do
sedimento, foram realizados testes de toxicidade crônica com o microcrustáceo
Daphnia magna (ABNT, 2003). As espécies utilizadas nos bioensaios
(Pseudokirchneriella subcaptata e Daphnia magna) foram mantidas no Laboratório
de Ecotoxicologia, do CTTMar/UNIVALI, seguindo as recomendações da ABNT
(2003) e EPA (2000).
1.3.3. Bioindicadores
Para a caracterização dos macroinvertebrados bentônicos foram tomadas três
réplicas com testemunhador de PVC (10 x 10 cm), em áreas vegetadas e não
vegetadas, nas margens, de modo aleatório. No campo, as amostras foram fixadas
com formol 4% e levadas ao laboratório onde cada amostra foi lavada em peneira de
500 µm e conservada em álcool 70 %. Os animais foram identificados segundo
MORETTI (2004), NEEDHAM & NEEDHAM (1982), MERRITT & CUMMINS (2002) e
COSTA et al. (2006) e quantificados.
17
Figura 1.1. Estações de coleta (#A - #J) localizadas no rio Itajaí-Mirim.
1.3.4. Descrição das Estações Amostrais
Os estudos foram realizados na porção média do rio Itajaí-Mirim, entre os
municípios de Brusque e Vidal Ramos, totalizando 10 estações de coleta (figura 1.1).
As estações foram divididas em Brusque (estações #A, #B, e #C), Botuverá
(estações #D e #E), Baixo Vidal (#F e #G), e Alto Vidal (estações #H, #I, #J). As
características das estações de coleta no rio Itajaí-Mirim, como localização, uso e
ocupação do solo, latitude, longitude e altitude estão apresentadas na tabela 1.1.
• Estação A: estação amostral fica localizada no município de Brusque,
estando a jusante do centro urbano. É caracterizada pelo aporte de efluentes
domésticos e também pela presença de atividade mineradora de areia. Neste
ponto o rio apresenta uma maior velocidade em virtude de uma maior declividade
18
no leito. As margens encontram-se ocupadas por uma área urbana pouco densa
(apêndice 2).
• Estação B: localizada no centro urbano do município de Brusque, é
caracterizada por apresentar ocupação em ambas as margens, sofrendo assim
influência direta do lançamento de efluentes, sendo a vegetação composta
basicamente por gramíneas.
• Estação C: estação amostral localizada no município de Brusque, a montante
do centro urbano. É caracterizada por estar em uma área do município com
menor densidade ocupacional e formada por propriedades com características
rurais. A vegetação da margem esquerda é composta basicamente por uma mata
mista, algumas espécies exóticas e o restante com nativas. Na margem direita a
vegetação é praticamente inexistente.
• Estação D: localizada no município de Botuverá, em uma área rural do
município, na qual predomina atividades agrícolas, como o cultivo de espécies
arbóreas exóticas (reflorestamento com Pinus sp).
• Estação E: estação amostral localizada no município de Botuverá, a jusante
do centro urbano, caracterizada pela presença de pastagem em sua margem
direita e por apresentar uma área de mata ciliar conservada na margem
esquerda.
• Estação F: estação amostral localizada na divisa dos municípios de Botuverá
e Vidal Ramos, a montante do centro urbano de Botuverá, apresentando um bom
estado de conservação de sua mata ciliar em ambas as margens. Apresenta
vegetação marginal bem preservada, e afloramento de uma ilha de seixos no
meio do leito.
• Estação G: localizada no município de Vidal Ramos, próxima a
desembocadura do Ribeirão Areia, sendo as suas margens compostas de
19
morrarias vegetadas com presença de ocupação rural no entorno, principalmente
pastagens e campos destinados ao plantio de fumo.
• Estação H: estação amostral localizada no município de Vidal Ramos. Possui
ambas as margens em bom estado de conservação em relação a sua mata ciliar
e é caracterizada por estar próxima de áreas de cultivo de fumo, o que em
períodos de chuva altera os níveis de turbidez de suas águas. Presença de uma
ilha fluvial com vegetação bem desenvolvida, formando dois braços de rio.
• Estação I: estação amostral no município de Vidal Ramos, estando localizada
a jusante do centro urbano. Possui ocupação por pequenas propriedades rurais e
é caracterizada por receber todas as contribuições da área urbana do município
além de sofrer influencias das áreas de cultivo de fumo. Apresenta alterações em
ambas as margens.
• Estação J: localizada no município de Vidal Ramos, a montante do centro
urbano. Nesta região predominam as propriedades de cultivo de fumo, nas quais
no período de preparo do solo este fica totalmente exposto, sendo então
facilmente carreado para o rio em eventos de precipitação. No local da estação o
rio apresenta um bom estado de conservação da mata ciliar na margem direita. O
seu leito é formado por rochas, seixos e matacões.
20
Tabela 1.1. Características de localização, uso e ocupação do solo das estações de
coleta no rio Itajaí-Mirim.
Estação Características
#A Localiza-se no município de Brusque, a jusante do centro urbano. Uso e ocupação do solo: área urbana. Latitude: 27º03’39’’S / Longitude: 48 º53’02’’W
#B Localiza-se no município de Brusque Uso e ocupação do solo: área urbana. Latitude: 27º05’59’’S / Longitude: 48 º54’44’’W
#C Localiza-se no município de Brusque, a montante do centro urbano. Uso e ocupação do solo: área rural Latitude: 27º08’1739’’S / Longitude: 48 º57’09’’W
#D Localiza-se no município de Botuverá. Uso e ocupação do solo: cultivo de espécies arbóreas exóticas. Latitude: 27º10’239’’S / Longitude: 49 º01’2802’’W
#E Localiza-se no município de Botuverá, a jusante do centro urbano. Uso e ocupação do solo: pastagens. Latitude: 27º11’2739’’S / Longitude: 49 º04’22’’W
#F Localiza-se na divisão dos municípios de Botuverá e Vidal Ramos. Uso e ocupação do solo: área rural Latitude: 27º12’27’’S / Longitude: 49 º09’34’’W
#G Localiza-se no município de Vidal Ramos. Uso e ocupação do solo: cultura de fumo, pastagens. Latitude: 27º13’52’’S / Longitude: 49 º13’17’’W
#H Localiza-se no município de Vidal Ramos Uso e ocupação do solo: cultura de fumo, cultivo de espécies arbóreas exóticas. Latitude: 27º19’02’’S / Longitude: 49 º19’15’’W
#I Localiza-se no município de Vidal Ramos, a jusante do centro urbano. Uso e ocupação do solo: cultura de fumo, pastagens. Latitude: 27º22’19’’S / Longitude: 49 º21’08’’W
#J Localiza-se no município de Vidal Ramos, a montante do centro urbano. Uso e ocupação do solo: cultura de fumo. Latitude: 27º24’37’’S / Longitude: 49 º22’47’’W
21
1.4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Considerando que a classificação dos corpos de água deve estar baseada nos
níveis de qualidade que deveriam possuir para atender às necessidades da
comunidade, a saúde e o bem-estar humano, bem como a manutenção da qualidade
dos ambientes aquáticos, as águas destinadas ao consumo doméstico são
classificadas de três formas: águas destinadas ao abastecimento após tratamento
simplificado (Classe 1), águas destinadas ao abastecimento após tratamento
convencional (Classe 2) e águas destinadas ao abastecimento após tratamento
convencional ou avançado (Classe 3) (CONAMA, 2005). O rio Itajaí-Mirim é
classificado como Classe 2, de acordo com o Decreto Lei 24/1979, e suas águas
destinadas ao abastecimento público passam por tratamento convencional.
Os valores limites dos parâmetros físico-químicos dos corpos d’água
destinadas ao consumo doméstico são classificados conforme a classe. Em relação
aos valores de pH (figura 1.2) obtidos neste estudo, observou-se que ao longo do
gradiente longitudinal ocorreram variações entre 6 e 9 durante quase todos os meses
em que seguiram as amostragens, podendo este corpo d’água ser classificado como
corpo de água Classe 1. Resultados também obtidos por HOMECHIN Jr (2006),
onde os valores de pH encontraram-se praticamente estáveis em relação as
campanhas e estações amostrais, caracterizando um nível adequado para a
manutenção da vida aquática do sistema de acordo com PÁDUA (1997) e atendendo
também os valores estabelecidos pela Resolução CONAMA nº357/05 para Classes 1
e 2 de águas doces.
22
Figura 1.2. Valores de pH nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-Mirim
durante o período de estudo.
Os valores de condutividade encontrados ao longo do gradiente longitudinal,
mostram níveis superiores a 0,1 mS/cm, apenas nas estações do trecho Brusque (#A
e #B), durante praticamente todos os meses de coletas, indicando estes ambientes
como fortemente alterados (figura 1.3), corroborando os resultados obtidos por
HOMECHIN Jr. (2006). Este fato pode ser explicado pela presença dos sais
dissolvidos carreados para o rio decorrentes dos despejos dos efluentes das
atividades industriais, características do município de Brusque.
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
# C
# B
# A
jun/04jul/04ago/04set/04out/04
nov/04jan/05fev/05mar/05abr/05mai/05jun/05jul/05
ago/05set/05out/05dez/05
pH
10,00-11,009,00-10,008,00-9,007,00-8,006,00-7,005,00-6,00
23
Figura 1.3. Valores de condutividade nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-
Mirim durante o período de estudo.
De acordo com RIFFEL (2003), das 950 indústrias cadastradas na prefeitura
municipal de Brusque, 95% delas produzem apenas efluentes sanitários, e 5%
efluentes sanitários e industriais. Estas indústrias foram classificadas em categorias,
sendo 48 delas potencialmente poluidoras, possuindo tratamento de efluentes
geralmente ineficaz ou desativado. RIFFEL (2003) observou ainda, elevações de
valores da condutividade nas amostras de águas coletadas em diferentes horários, e
mudanças de tonalidade devido ao lançamento de efluentes industriais nas águas do
rio Itajaí-Mirim, principalmente no período noturno. As coletas realizadas durante o
período de estudo (junho de 2004 a dezembro de 2005) ocorreram na sua maioria
em condições de maré vazante, sendo amostras de água superficial, possivelmente
não havendo efeito da cunha salina do rio Itajaí-Açu na condutividade das amostras,
principalmente pelas estações estarem acima do nível do mar.
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
# C
# B
# A
jun/04jul/04ago/04set/04out/04nov/04jan/05mar/05jun/05jul/05ago/05set/05out/05dez/05
Condutividade (mS/cm)
0,2-0,25
0,15-0,2
0,1-0,15
0,05-0,1
24
Em relação ao oxigênio dissolvido, foi verificado que todos os locais
amostrados apresentaram valores superiores a 5,0 mg/l, o que significa que o rio
Itajaí-Mirim apresenta padrões da Classe 1 para este parâmetro, já que a Resolução
CONAMA (357/2005), estabelece valores de oxigênio dissolvido não inferiores a 6
mg/l (figura 1.4). Os trechos mais a montante da bacia hidrográfica apresentaram os
valores mais altos, uma vez que existe maior declividade do terreno e maior
turbilhonamento das águas, fator que auxilia na manutenção da vida aquática.
Figura 1.4. Valores de oxigênio (mg/l) nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-
Mirim durante o período de estudo.
Os valores de temperatura da água obtidos indicaram variação sazonal, onde
os menores valores foram obtidos durante os meses de outono e inverno (figura 1.5).
Também foram detectadas flutuações espaciais com o decréscimo da temperatura
em direção a montante, caracterizando, de acordo com PÁDUA (1997), um nível
adequado para a manutenção da vida aquática do sistema.
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
#C
#B
#A
jun/04
jul/04
ago/04
set/04
nov/04
jan/05
abr/05
ago/05
set/05
out/05
dez/05
Oxigênio Dissolvido (mg/l)
9-11
7-9
5-7
25
Figura 1.5. Valores de temperatura nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-
Mirim durante o período de estudo.
Durante o período de junho de 2004 a dezembro de 2005, na região do rio
Itajaí-Mirim, foram observados 3 períodos de menores precipitações, entre junho e
agosto (2004), janeiro a março (2005), junho de 2005 e dezembro de 2005. O
período de maiores precipitações ocorreu entre setembro e novembro de 2004, abril
e maio de 2005 e julho a outubro de 2005 (figura 1.6).
Houve grandes variações nos valores de material particulado em suspensão
(MPS) encontrados durante o período amostral (figura 1.7). Foram encontrados
valores acima de 100 mg/l em alguns meses, e em quase todas as estações de
coleta, corroborando os resultados obtidos para a turbidez durante o mesmo período,
e os resultados obtidos por HOMECHIN Jr. (2006).
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
# C
# B
# A
jun/04
ago/04
out/04
jan/05
mar/05
mai/05
jul/05
set/05
dez/05Temperatura da Água (ºC)
25-30
20-25
15-20
10-15
26
Precipitação (mm)
0
50
100
150
200
250
mai/04
jun/04
jul/04
ago/0
4
set/0
4ou
t/04
nov/0
4
dez/0
4jan
/05
fev/05
mar/05
abr/0
5
mai/05
jun/05
jul/05
ago/0
5
set/0
5ou
t/05
nov/0
5
dez/0
5
Figura 1.6. Precipitação média acumulada (mm) na região do rio Itajaí-Mirim durante
o período de estudo. Fonte: CPTEC (2005).
Os valores do MPS foram influenciados pelo regime de chuvas, e também
pelos solos expostos nas margens. As maiores médias foram encontradas nas
estações do trecho Brusque (#A e #B), que não possuem vegetação marginal
exuberante, sendo as margens compostas basicamente por gramíneas. Os valores
obtidos encontram-se em conformidade tanto para Classe 1 quanto para Classe 2 de
águas doces da Resolução CONAMA nº357/2005. O material particulado em
suspensão pode ser proveniente das atividades de extração de areia e também pela
ausência da mata ciliar nas margens.
Os dados de turbidez indicaram grandes variações. Estes são decorrentes da
presença de material em suspensão na água, finamente divididos ou em estado
coloidal, e de organismos microscópios. Segundo a Resolução 357 do CONAMA
(2005), corpos de água Classe 1 apresentam valores de turbidez com no máximo 40
unidades nefelométricas (UNT); corpos de água Classe 2 permitem até 100 (UNT) e
os de Classe 3, valores acima de 100 (UNT).
27
Figura 1.7. Valores de material particulado em suspensão nas amostras coletadas ao
longo do rio Itajaí-mirim durante o período de estudo.
Os resultados obtidos indicam grande variação da turbidez durante o período
amostral, e valores acima de 100 UNT nos meses de julho (#B, #I e #J), agosto
trecho Alto Vidal (#H, #I e #J) e setembro trecho Brusque (#A e # B) de 2004 e
janeiro (#A - #H), fevereiro (#B), julho (#A) e dezembro de 2005 (#A, #C - #I) (figura
1.8), não estando em conformidade com a Resolução para Classe 2 de águas doces.
#J
# I
#H
#G
#F
#E
#D
#C
#B
#A
jun/04jul/04ago/04set/04nov/04jan/05fev/05mar/05mai/05jul/05ago/05set/05out/05
Material Particulado em Suspensão (mg/l)
300-400
200-300
100-200
0-100
28
Figura 1.8. Valores de turbidez nas amostras coletadas ao longo do rio Itajaí-Mirim
durante o período de estudo.
1.5. CONCLUSÕES
Conclui-se que os trechos Baixo-Vidal (#F e #G) e Alto-Vidal (#H, #I e #J)
apresentam melhor qualidade devido a uma menor interferência antropogênica no
seu quadro natural. O trecho Brusque, estações #A, #B e #C, apresentou os
menores valores de oxigênio dissolvido e os mais elevados de condutividade e
material particulado em suspensão, não estando em conformidade com a Resolução
CONAMA nº357/2005 em relação ao pH e turbidez. Isso ocorre porque esta é uma
região altamente industrializada e urbanizada, acarretando num maior lançamento de
efluentes que contribuem para o aumento da matéria orgânica e por conseqüência
um maior consumo de OD, e também uma maior concentração de sais dissolvidos na
# J # I # H # G # F # E # D # C # B # Ajun/04
jul/04
ago/04
set/04
nov/04
jan/05
fev/05
mar/05
jul/05
dez/05Turbidez (UNT)
900-1000
800-900
700-800
600-700
500-600
400-500
300-400
200-300
100-200
0-100
29
coluna d’água. O material particulado em suspensão pode ser proveniente das
atividades de mineração de areia e também pela ausência da mata ciliar nas
margens. A ausência de mata ciliar, que é geralmente substituída pelas atividades
agrícolas, campos de pastagem e ocupações residenciais, provoca o assoreamento
dos rios, elevando a turbidez da água. A partir da estação amostral # C, a montante
da cidade de Brusque, verifica-se parâmetros de condutividade, turbidez e MPS com
valores quase sempre dentro dos limites para a classificação deste corpo d’água
como destinadas ao consumo doméstico. Isto se deve muito possivelmente devido,
ao tipo de ocupação nestes trechos da bacia, e à menor pressão urbana.
As variações nos demais trechos podem ser atribuídas a fatores pontuais. A
atividade mineraria e processamento de calcário na região de Botuverá contribui para
o aumento da turbidez da água do rio. O mesmo acontece nos trechos mais altos na
época de preparação do terreno para receber culturas de subsistência e fumo,
quando o solo exposto fica mais susceptível ao carreamento de sedimentos para os
cursos d´água adjacentes, e na época de plantio, períodos de julho a dezembro.
Considerando que a classificação dos corpos de água deve estar baseada nos
níveis de qualidade que deveriam possuir para atender às necessidades da
comunidade, a saúde e o bem-estar humano, bem como a manutenção da qualidade
dos ambientes aquáticos, os trechos a montante do rio Itajaí-Mirim, na sua maioria,
poderiam ser classificados como Classe 1. Os resultados obtidos através de
parâmetros físico-químicos e dos indicadores bióticos e de qualidade de água
utilizados por outros autores (ANDRADE, 2006; OLIVEIRA, 2006; MELLO, 2005;
COELHO, 2004) justificaria uma revisão da classificação dos trechos a montante de
Classe 2 para Classe 1, principalmente com o objetivo de proteger as comunidades
aquáticas, e recuperar e conservar a mata ciliar.
30
1.6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABNT (NBR 12713). 2003. Ecotoxicologia aquática – Toxicidade aguda – Método de ensaio com Daphnia sp (Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro: ABNT, 17 p.
ALBA-TERCEDOR, J. 1996. Macroinvertebrados acuaticos y calidad de lãs águas de los rios. Actas del IV Simposio del agua en Andalucia (SIAGA), v. p. 203-213.
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33
BIOENSAIOS DE TOXICIDADE ÁGUA E SEDIMENTO
34
2.1. INTRODUÇÃO
As águas superficiais constituem um recurso natural de grande importância
cuja qualidade deve ser preservada tendo em vista sua rentabilidade econômica e
suas principais utilizações: abastecimento público, irrigação, lazer e aquacultura
(FONTOURA, 1985).
A contaminação das águas superficiais, caracterizada pelos rios urbanos ou
que atravessam cidades, ocorre por despejos de efluentes cloacais domésticos;
efluentes industriais; despejos de águas pluviais agregados com lixo urbano;
escoamento superficial que drena áreas agrícolas tratadas com pesticidas ou outros
compostos e, drenagem de água subterrânea contaminada que chega ao rio. Os
efluentes domésticos geralmente contaminam a água com patogênicos, substâncias
orgânicas degradáveis por bactérias e detergentes. Os efluentes agropecuários
apresentam alta carga de fertilizantes, praguicidas e detritos animais. Os efluentes
industriais são constituídos por substâncias tóxicas, que podem ser divididos em dois
grupos, os compostos orgânicos (petróleo e derivados, detergentes, fenóis) e
inorgânicos (metais pesados) (FELEMBERG, 1980). A contaminação dos
ecossistemas aquáticos vem sendo causada por um número crescente de poluentes
que, uma vez despejados no ambiente, se distribuem e interagem de acordo com
suas características e com as condições do meio receptor, sendo sujeitos a
transformações químicas, físicas e biológicas, podendo atingir níveis mais altos da
cadeia trófica por meio da bioacumulação (BERGMAN & PUGH, 1994).
Normalmente os efluentes são lançados diretamente nas redes de esgoto
urbano ou em alguns casos no curso de água mais próximo da indústria geradora do
efluente. Devido à elevada DBO, presença de sólidos e produtos tóxicos torna-se
necessário um tratamento prévio, pois nessas condições causam graves danos à
qualidade da água levando a uma acentuada depleção de oxigênio e elevada
turbidez, causando graves conseqüências ao nível da fauna e flora naturais
(CARAPETO, 1999). Portanto, conhecer o efeito de uma dada substância química
35
sobre os organismos de um recurso hídrico, quando o mesmo está sob algum tipo de
impacto e submetido a essa diversidade de fatores, torna-se um problema de difícil
solução. Normalmente não se dispõe de outros métodos a não ser análises químicas
e o controle de parâmetros microbiológicos, mais comumente empregados nos
estudos de poluição nesses ambientes (ZAMBONI, 1993).
Os testes de toxicidade são uma metodologia de uso rotineiro, que
apresentam as vantagens de serem de baixo custo, e com respostas rápidas e
confiáveis em análises da qualidade ambiental, sendo eficientes instrumentos de
avaliação da qualidade de água e/ou sedimento. Apesar de não apontarem as
substâncias químicas responsáveis pela contaminação ambiental, contam com a
vantagem de expressar os verdadeiros efeitos que um “coquetel” de compostos pode
exercer sobre os organismos, incluindo os efeitos aditivos, antagônicos e sinérgicos,
envolvendo, com isto, diferentes tipos de contaminantes como: orgânicos, ácidos,
bases, metais e hidrocarbonetos aromáticos policíclicos. O uso de testes de
toxicidade como instrumento de avaliação de qualidade ambiental, tem apoio na
Resolução CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente) - Número 375 de 2005,
onde se expressa a necessidade de se investigar a presença de substâncias nos
sedimentos e na biota aquática. O artigo 7 desta resolução pondera que os padrões
de qualidade das águas estabelecem limites individuais para cada substância, sendo
que eventuais interações entre substâncias, especificadas ou não, não poderão
conferir às águas características capazes de causar efeitos letais ou alteração de
comportamento, reprodução ou fisiologia da vida. O artigo 8 descreve que a
qualidade dos ambientes aquáticos poderá ser avaliada por indicadores biológicos,
utilizando-se organismos e/ou comunidades aquáticas, e as possíveis interações
entre as substâncias e a presença de contaminantes, passíveis de causar danos aos
seres vivos, deverão ser investigadas utilizando-se ensaios ecotoxicológicos,
toxicológicos, ou outros métodos cientificamente reconhecidos.
Os ensaios de toxicidade podem ser realizados de forma aguda ou crônica
(subcrônica). Os ensaios agudos podem ser definidos como aqueles que avaliam os
36
efeitos, em geral severos e rápidos, sofridos pelos organismos expostos ao agente
químico, em um curto período de tempo, geralmente de um a quatro dias. Devido à
facilidade de execução, curta duração e baixo custo, os ensaios de toxicidade aguda
foram os primeiros a serem desenvolvidos e, portanto, constituem a base de dados
ecotoxicológicos (BIRGE et al., 1985). Os estudos de toxicidade crônica (subcrônica)
são realizados num período que corresponde a toda ou uma parte do ciclo de vida do
organismo. São conduzidos durante 1/10 do ciclo de vida do organismo enfocado,
sendo observados os efeitos subletais e fisiológicos (sobre o crescimento e a
reprodução) (AZEVEDO & CHASIN, 2003).
A utilização de algas na avaliação da toxicidade têm sido importante
ferramenta para o monitoramento da qualidade da água superficial e subterrânea
(LUKASVSKY, 1992). Bioensaios com estes organismos já estão bastante
desenvolvidos para vários compostos químicos (LEWIS, 1990), existindo métodos-
padrão descritos já desde os anos 70. Em geral, as análises com algas para a
avaliação da qualidade hídrica e de efluentes, bem como da periculosidade de
substâncias químicas, se baseiam na observação dos efeitos dos contaminantes
sobre o desenvolvimento da biomassa algal. O princípio do ensaio consiste na
exposição de uma suspensão com densidade conhecida de algas, juntamente com
meio nutriente, e a amostra, por um período de 96 horas sob condições definidas. O
efeito é determinado pela comparação da reprodução das algas em relação a um
controle onde não é adicionado amostra. Durante o tempo da exposição, as algas se
multiplicam até 3 vezes por dia; portanto trata-se de um teste crônico, pois abrange
várias gerações dos organismos. O efeito não é estimado significativo se a
porcentagem de inibição do crescimento das algas não ultrapassa 20% em relação
ao controle (KNIE & LOPES, 2004).
As microalgas planctônicas são habitantes naturais das camadas de superfície
de todas as águas interiores. São os principais produtores da matéria orgânica
necessária a alimentação e sobrevivência de todos os demais organismos aquáticos.
Além disso, são responsáveis pela autodepuração dos corpos de água, sujeitos à
37
ação de dejetos resultantes de diferentes atividades humanas. Os despejos
municipais e industriais que alcançam o meio aquático podem conter concentrações
variáveis de compostos nutricionais (nitrogênio, fósforo, silício, micronutrientes
orgânicos e inorgânicos) para o fitoplâncton e, também, compostos tóxicos como
detergentes, pesticidas, metais pesados, hidrocarbonetos, além de outras
substâncias altamente complexas. Estes componentes são tóxicos para o
fitoplâncton, sendo responsáveis por alterações qualitativas e quantitativas nas
populações naturais que podem levar a profundas modificações de toda a cadeia
alimentar. Com a finalidade de dar os subsídios científicos para prevenir estes danos,
os testes de toxicidade com espécies de fitoplâncton representam uma ferramenta
essencial para a avaliação do potencial tóxico de compostos individuais ou de
misturas complexas (AIDAR et al., 2002).
Os testes de toxicidade com invertebrados aquáticos também fornecem
importante suporte na determinação de impactos químicos ao meio ambiente
(GHERARDI-GOLDSTEIN et al., 1990). Daphnia magna Straus, 1820 (Cladocera,
Crustacea) é um microcrustáceo planctônico de água doce, com tamanho médio de 5
a 6 mm. Ele atua na cadeia alimentar aquática como consumidor primário,
alimentando-se principalmente de algas unicelulares. O princípio deste método
consiste na exposição de indivíduos jovens de Daphnia magna por um período de 48
horas a várias diluições de uma amostra, após o qual é verificado seu efeito sobre a
capacidade natatória dos organismos (mobilidade). No teste agudo com Daphnias, o
efeito é considerado não significativo quando afeta até 10% dos indivíduos por
diluição-teste (KNIE & LOPES, 2004). O gênero Daphnia tem tido sua biologia
amplamente estudada e diferentes espécies, tais como D. pulex, D. pulicaria, D.
magna, D. similis vêm sendo cultivadas em laboratório e utilizadas em ensaios
ecotoxicológicos (GRENN, 1955; ALLAN, 1976; LEI & ARMITAGE, 1980; FONSECA,
1991; CETESB, 1992; CAMPAGNA, 1994; PEDROZO, 1995; FERRÃO-FILHO et al.,
2000). O microcrustáceo de água doce tem sido amplamente utilizado como
indicador biológico em estudos e controle da qualidade da água e em testes de
toxicidade na avaliação de efluentes, metais pesados e inseticidas (NIETO, 2000;
38
BAPTISTA et al., 2002); sendo um dos organismos zooplanctônicos mais utilizados
em testes toxicológicos em vários países.
A utilização de testes de toxicidade aquática para a caracterização da
qualidade da água tem sido uma prática comum no Brasil nos últimos anos. Nos
mais recentes encontros sobre ecotoxicologia (ECOTOX 1998-2006), pode-se
observar o uso freqüente de testes de toxicidade com algas (Selenastrum
capricornutum) (BOHRER et al., 2000; ESPINDOLA et al., 2000; SANTOS &
OLIVEIRA-NETO, 2002; ESPINDOLA et al., 2004; MORAIS et al., 2004), além dos
trabalhos de ALVES et al. (2002) e SILVA et al. (2002); e cladóceros (Daphnia
magna) (LOPES et al., 1998; BOHRER et al., 2000; VIEIRA & LOPES, 2000;
BAPTISTA et al., 2004), além dos trabalhos de COSTA & ESPÍNDOLA (2002). Em
Santa Catarina, nos trabalhos de MACEDO et al., 2005; MACEDO et al., 2004;
RÖRIG et al., 2003, e MACEDO, 2004, pode-se observar o uso de testes de
toxicidade com microalgas para a avaliação da qualidade da água dos rios da região.
Os testes de toxicidade com sedimento são eficientes recursos para avaliar a
contaminação deste compartimento, pois fornecem informações complementares à
caracterização química e às avaliações ecológicas (BURTON, 1992). O sedimento
pode ser considerado como o resultado da integração de todos os processos que
ocorrem em um ecossistema aquático, sendo, através de sua composição química e
biológica, de fundamental importância no estudo da evolução histórica de
ecossistemas aquáticos e dos ecossistemas terrestres adjacentes. Nele ocorrem
processos biológicos, físicos e/ou químicos, que influenciam o metabolismo de todo o
sistema. Além disso, é importante na avaliação da intensidade e formas de impactos
a que os ecossistemas aquáticos estão ou estiveram submetidos (ESTEVES, 1988).
A capacidade do sedimento de acumular compostos faz deste compartimento
um dos mais importantes na avaliação do nível de contaminação de ecossistemas
aquáticos. Definidos como uma coleção de partículas minerais nos fundos de lagos,
rios, estuários e oceanos, os sedimentos são componentes importantes dos
39
ecossistemas aquáticos, pois além de fornecer substrato para uma variedade de
organismos, funcionam como um reservatório de inúmeros contaminantes aquáticos
e desempenham um importante papel na assimilação, transporte e deposição desses
contaminantes. O sedimento serve como fonte e depósito de materiais orgânicos e
inorgânicos, onde ocorre a deposição de compostos químicos de origem antrópica.
Uma vez no sedimento, os poluentes podem sofrer inúmeros processos químicos,
físicos e biológicos, que podem ocasionar sua liberação, tornando os sedimentos não
só um depósito, mas também uma fonte crônica e não pontual de contaminantes
para organismos bentônicos e pelágicos (BURTON, 1992).
A contaminação do sedimento pode ter efeitos indesejados não apenas nos
organismos bentônicos, mas também em outros elementos da cadeia trófica, uma
vez que o sedimento fornece habitat, alimento e locais de reprodução para
determinadas espécies. Alguns poluentes, como metais pesados e compostos
organoclorados, persistem no ecossistema aquático associados ao sedimento,
podendo acarretar efeitos agudos e crônicos para a comunidade de organismos que
vivem ou entram em contato com ele. As distâncias percorridas pelos contaminantes
dependem da estabilidade e estado físico do contaminante e do fluxo do corpo
d’água (WALKER, 2001).
Os testes de toxicidade permitem avaliar efeitos interativos de misturas
complexas presentes no sedimento sobre os organismos aquáticos. Esses testes
medem, portanto, os efeitos tóxicos das frações biodisponíveis presentes nos
sedimentos, em condições controladas de laboratório ou através de testes em campo
(ZAGATTO & BERTOLETTI, 2006).
A utilização de testes de toxicidade aquática para a caracterização da
qualidade do sedimento tem sido uma prática comum no Brasil nos últimos anos.
Nos mais recentes encontros sobre ecotoxicologia (ECOTOX 1998-2006), pode-se
observar o uso freqüente de testes de toxicidade com cladóceros (Daphnia magna)
(TERRA, 1998a e 1998b; FONSECA & ROCHA, 2000; RODGHER & ESPÍNDOLA,
40
2000; LOBATO et al., 2002; LOUREIRO et al., 2002; TERRA et al., 2002; FREITAS
et al., 2006; MOREIRA et al., 2006a; SANTOS et al., 2006 e MOREIRA et al.), além
dos trabalhos de COSTA & ESPÍNDOLA (2002).
A fim de diminuir os erros e incertezas associadas à extrapolação das
respostas de laboratório para campo, para a avaliação ecotoxicológica foram
realizados testes de toxicidade com organismos pertencentes a diferentes níveis
tróficos, sendo as microalgas (Pseudokirchneriella subcaptata), produtores, utilizadas
nos testes com águas superficiais, e os microcrustáceos (Daphnia magna),
consumidores primários, utilizados nos testes com águas superficiais e sedimento.
Este estudo objetivou a caracterização ecotoxicológica das águas do rio Itajaí-
Mirim. Para isso, realizaram-se bioensaios com água e sedimento, utilizando-se os
organismos planctônicos Pseudokirchneriella subcaptata e Daphnia magna.
Objetivou-se também determinar quais os trechos do rio Itajaí-Mirim estão sujeitos a
contaminação crônica, e determinar se existe flutuação temporal desta
contaminação.
2.2. METODOLOGIA UTILIZADA
As amostras foram coletadas nas 10 estações amostrais (figura 1.1) com uma
peridiocidade mensal, entre junho de 2004 e dezembro de 2005 (apêndice 1).
2.2.1. Água Superficial
2.2.1.1. Testes de toxicidade com Pseudokirchneriella subcaptata
Os bioensaios de toxicidade crônica foram conduzidos com amostras de água
coletadas nas 10 estações amostrais, entre agosto de 2004 e agosto de 2005, sendo
as microalgas expostas à água sem diluição (100%) (apêndice 1). Para a realização
dos testes foram utilizadas as clorofíceas Pseudokirchneriella subcaptata, segundo a
41
metodologia da EPA (2002). As soluções teste foram incubadas por um período de
96 horas, durante o qual a biomassa foi medida no início (T0) e no fim (T96) da
incubação, sendo feita a leitura “in vivo” da fluorescência de clorofila-a (Fluorímetro
Turner TD-700). A inibição foi medida como a redução em crescimento ou taxa de
crescimento relativo ao cultivo controle que crescem sob condições idênticas. Com
os dados de biomassa inicial e final de cada amostra, foram calculadas as taxas de
crescimento algal através da equação de crescimento exponencial (equação 1). As
taxas de crescimento das amostras foram comparadas com as taxas de crescimento
do controle, gerando para cada amostra um valor de percentual de inibição em
relação ao controle (equação 2).
Equação 1:
onde:
µ é a taxa de crescimento celular;
N0 é a fluorescência de clorofila-a inicial;
Nn é a fluorescência de clorofila-a final:
tn é o tempo da medida final após o começo do teste (96h).
Equação 2:
onde:
Iµi é a percentagem de inibição para o teste na concentração i;
µi é a taxa de crescimento médio para o teste na concentração i;
µc é a taxa de crescimento para o controle.
Iµi = µc - µi x 100
µc
µ = ln Nn – ln N0
tn
42
2.2.1.2. Testes de toxicidade com Daphnia magna
Estes bioensaios foram conduzidos com amostras de água coletadas nas 10
estações amostrais, entre junho de 2004 e dezembro de 2005 (apêndice 1). Os
organismos teste (Daphnia magna) foram expostos à água sem diluição (100%),
segundo as recomendações da ABNT (NBR 12713: 2003). Foram utilizados
neonatos de D. magna, com idade máxima de 24 horas, mantidos em incubadora
(com temperatura variando entre 18 e 22°C). Para cada amostra foram preparadas 3
réplicas, sendo utilizados 20 organismos em cada béquer. A duração do teste foi de
48 horas. O resultado do ensaio foi expresso como agudo (quando ocorre letalidade
ou imobilidade de número significativo de organismos, dentro do período de 48
horas), sendo ao final verificados pH e oxigênio dissolvido. A partir dos resultados da
perda de mobilidade ou letalidade sob diferentes amostras, comparados com o
controle, estabeleceu-se o percentual de toxicidade.
Testes de sensibilidade com dicromato de potássio foram realizados com o
objetivo de qualificar o lote de organismos que foram utilizados nos testes de
toxicidade aguda. Segundo FRELLO (1998) a faixa aceitável de CE(I)50, para o
dicromato de potássio, deve estar entre 0,9 a 2,0 mg/l. De acordo com os valores
obtidos de CE(I)50 para os 15 testes de sensibilidade, a média encontrada foi de
1,34mg/l, com um desvio padrão igual a 0,4, portanto os resultados das CE(I)50
apresentaram-se próximos e dentro da faixa aceitável para o dicromato de potássio.
Sendo assim, os organismos foram considerados aptos a serem utilizados nos testes
de toxicidade aguda, com amostras de água e sedimento em estudo.
2.2.2. Testes de Toxicidade com Sedimento
Os bioensaios de toxicidade com o sedimento foram conduzidos com
amostras coletadas nas 10 estações amostrais, entre junho de 2004 e dezembro de
2005 (apêndice 1). Os organismos teste (microcrustáceo Daphnia magna) foram
expostos ao sedimento (elutriato), segundo as recomendações da ABNT (2003).
43
Foram utilizados neonatos de Daphnia magna, com idade máxima de 24 horas,
mantidos em incubadora (com temperatura variando entre 18 e 22°C). Para cada
amostra foram preparadas três réplicas, sendo utilizados 20 organismos em cada
frasco-teste. A duração do teste foi de 48 horas. A partir dos resultados da perda de
mobilidade ou letalidade sob diferentes amostras, comparados com o controle,
estabeleceu-se o percentual de toxicidade.
2.3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
2.3.1. Água Superficial
2.3.1.1. Testes de Toxicidade com Pseudokirchneriella subcaptata
Nos testes com amostras de água superficial, utilizando como organismo-teste
a microalga Pseudokirchneriella subcaptata foram observadas diferenças
significativas entre as estações e o controle, sugerindo potencial tóxico para os
organismos testados em algumas estações amostrais (#A - #J), durante todo o
período amostral.
Observou-se uma variação temporal da toxicidade, onde no período de
outubro de 2004 a janeiro de 2005 foi observado efeito tóxico na maioria das
estações amostrais. Esta toxicidade pode ser relacionada ao uso do solo na região
de estudo. Neste período ocorre o plantio e aplicação de defensivos agrícolas nas
regiões a montante, coincidindo com o aumento das precipitações, que acontecem
na primavera, havendo provável lixiviação dos contaminantes agrícolas para o rio.
44
Figura 2.1. Variação temporal e espacial da toxicidade crônica (%) das águas
superficiais do rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005).
O fumo (Nicotiana tabacum), cultivado principalmente na região Sul do Brasil,
na região do rio Itajaí-Mirim é cultivado nas proximidades do município de Vidal
Ramos. A cultura apresenta grande importância econômica, devido ao elevado valor
comercial e à capacidade de empregar grande número de pessoas, tanto no cultivo
como na industrialização. Os principais problemas no cultivo de fumo estão
principalmente relacionados à prática comum de utilização de agrotóxicos (SBRT,
2007) (anexo 1).
A toxicidade nas estações do trecho Brusque (#A e #B) estiveram
relacionadas a valores de MPS superiores aos permitidos para a classificação deste
corpo d’água para consumo doméstico. Fato este corroborado com o trabalho
desenvolvido por RIFFEL (2003), que trabalhou no rio Itajaí-Mirim, verificando as
fontes de poluição e as características das águas dos tributários deste rio no
município de Brusque e com o trabalhos desenvolvidos por COELHO (2004), onde
#J
# I
#H
#G
#F
#E
#D
#C
#B
#A
ago/04set/04out/04nov/04
jan/05fev/05mar/05abr/05mai/05jun/05jul/05ago/05
Toxicidade (%)
30-40
20-30
10-20
0-10
45
estas estações apresentaram os menores valores para o Índice de Qualidade de
Água (IQA), por ANDRADE (2006), que demonstrou um comprometimento da
qualidade ambiental nas estações localizadas no município de Brusque, por MELLO
(2005), que obteve resultados que indicaram que os trechos localizados no município
de Brusque apresentaram qualidade de água muito crítica, e por HOMECHIN Jr
(2006), que observou que maior criticidade da qualidade das águas no Município de
Brusque. A toxicidade nestas estações pode ser relacionada ao lançamento de
efluentes industriais e domésticos, pois este trecho localiza-se em uma área
altamente urbanizada do município de Brusque.
Já a toxicidade nas estações #C, #D, #G, #I e #J (áreas de agricultura),
coincide com o período de maiores precipitações, quando há provável lixiviação dos
contaminantes agrícolas para o rio, o que explicaria a toxicidade nestes pontos,
coincidindo também com o período de plantio e aplicação de defensivos agrícolas
nas culturas de fumo (anexo 1). Resultados semelhantes foram observados por
RÖRIG et al. (2003), onde a aplicação de testes de toxicidade com microalgas no rio
Itajaí-Açu, indicou toxicidade nos municípios de Indaial e Ilhota, provavelmente
relacionada à agricultura e as industrias regionais. Nas outras áreas estudadas, a
provável concentração de nutrientes oriunda de dejetos cloacais das cidades gerou
situações de incremento do crescimento algal (efeito eutrofizante). Este efeito
(eutrofização), foi observado em algumas amostras em todas as estações amostrais,
evidenciando o despejo de efluentes domésticos nas águas do Itajaí-Mirim,
principalmente nas estações amostrais #C, #E, #F, #H e #I, áreas rurais,
principalmente a jusante de municípios sem tratamento de esgoto.
Outros períodos em que foi observada toxicidade, em abril na estação
amostral #G, e entre junho e julho de 2005, em 6 estações amostrais, ocorreu na
época de estiagem. A toxicidade nas estações do trecho Brusque (#A e #B)
estiveram novamente relacionadas a valores de turbidez, condutividade e MPS
superiores aos permitidos para a classificação deste corpo d’água para consumo
46
doméstico. Já a toxicidade observada nas estações #D, #F, #G e #J não pode ser
relacionada aos parâmetros físico-químicos analisados.
As análises dos resultados obtidos demonstram a existência de áreas pouco
contaminadas, como as estações amostrais #E, #F e #H, onde foi detectada baixa
toxicidade crônica nas águas superficiais durante os experimentos realizados entre
2004 e 2005, corroborando os resultados obtidos por COELHO (2004) e HOMECHIN
(2006). Conclui-se que os trechos Botuverá e Baixo-Vidal apresentam uma melhor
qualidade de suas águas superficiais devido a uma menor interferência
antropogênica no seu quadro natural.
2.3.1.2. Testes de Toxicidade com Daphnia magna
Os testes de toxicidade para águas superficiais realizados com Daphnia
magna como organismo-teste, demonstraram que não houve toxicidade na maioria
dos pontos amostrais, e toxicidade (maior que 10%) em algumas amostras das
estações #A (agosto, setembro e outubro de 2004), #B (setembro 2004, outubro de
2004 e fevereiro 2005), #C (setembro 2004 e junho 2005), #D (setembro, outubro e
novembro de 2004), #E (setembro 2004, outubro 2004, fevereiro 2005 e junho 2005),
#F (setembro e outubro de 2004), #G (setembro de 2004), #H (setembro e outubro
2004), #I (setembro e outubro 2004) e #J (agosto 2004, setembro 2004, janeiro 2005
e fevereiro 2005), onde foi observada diferença significativa entre todas as estações
e o controle, sugerindo potencial tóxico para os organismos testados (figura 2.2).
Temporalmente houve toxicidade em todas as estações no mês de setembro
de 2004 e na maioria das estações em outubro de 2004 (figura 2.2). Esta toxicidade
pode ser relacionada ao uso do solo na região de estudo, principalmente nas
estações a montante. Neste período ocorre o plantio e aplicação de defensivos
agrícolas nas regiões a montante (anexo 1), coincidindo com o aumento das
precipitações, que acontecem na primavera, havendo provável lixiviação dos
contaminantes agrícolas para o rio.
47
Figura 2.2. Variação temporal e espacial da toxicidade aguda (%) das águas
superficiais do rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005).
Nas estações do trecho Brusque (#A e #B - área urbana), a toxicidade pode
ser relacionada aos valores de MPS superiores a 100 mg/l e turbidez superior a 100
UNT e ainda ao provável carreamento de substâncias tóxicas, principalmente
advindas de efluentes normalmente descartados pelas indústrias localizadas a
montante do rio. A toxicidade observada nas estações amostrais #C (junho 2005), #E
(fevereiro e junho 2005) e #J (janeiro 2005) não pode ser relacionada aos
parâmetros físico-químicos analisados.
2.3.2. Sedimento
Os testes de toxicidade com amostras do sedimento (elutriato) utilizando como
organismo-teste o microcrustáceo Daphnia magna indicaram toxicidade (maior que
10%) em algumas amostras das estações #A (julho, agosto, outubro e novembro
2004), #B (agosto 2004), #C (novembro 2004 e setembro 2005), #D (outubro 2004,
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
# C
# B
# A
jun/04
ago/04
out/04
jan/05
mar/05
mai/05
set/05
dez/05
Toxicidade (%)
30-40
20-30
10-20
0-10
48
novembro 2004, abril 2005 e dezembro 2005), #E (outubro 2004, janeiro e dezembro
2005), #G (outubro 2004, janeiro 2005 e dezembro 2005) e #I (agosto 2004 e
dezembro 2005), sem apresentar um padrão definido (figura 2.3).
Figura 2.3. Variação temporal e espacial da toxicidade aguda (%) nos sedimentos do
rio Itajaí-Mirim, durante o período de estudo (2004-2005).
Segundo a classificação da qualidade do sedimento proposta por BARBOSA
(2000), o sedimento da estação amostral #A apresentou 4 amostras com indícios de
toxicidade (mortalidade entre 10 e 40%), a estação amostral #B apresentou 1
amostra com indício de toxicidade, as estações #C e #I, apresentaram 2 amostras e
as estações amostrais #D, #E e #G, apresentaram 3 amostras com indícios de
toxicidade.
A toxicidade nas estações #A e #B esteve relacionada com períodos de
menores precipitação e condutividades superiores a 100 µS/cm, provavelmente
# J
# I
# H
# G
# F
# E
# D
# C
# B
# A
jun/04jul/04
ago/04out/04
nov/04jan/05fev/05mar/05
abr/05mai/05
jun/05set/05out/05dez/05
Toxicidade (%)
30-40
20-30
10-20
0-10
49
relacionado a localização em área altamente urbanizada, onde existe o lançamento
de efluentes industriais e domésticos.
A toxicidade encontrada nas estações #G e #I esteve relacionada a períodos
de estiagem, quando há maior estabilidade do fluxo do corpo de água, e maior
deposição de sedimentos, além de valores de turbidez superiores a 100 UNT e MPS
superiores a 100 mg/l. Nas estações a montante, trecho Alto Vidal, (estações #H, #I
e #J), com alta velocidade de corrente, há menor deposição dos sedimentos e
contaminantes, sendo estes depositados nas estações mais a jusante, o que
explicaria a toxicidade nas estações #G e #E, e também na estação amostral #A,
onde em períodos de baixa precipitação demonstra menor dinâmica do ambiente.
Esses resultados demonstram que há potencial risco de toxicidade no
sedimento, em decorrência do atual uso e ocupação do solo na bacia do rio Itajaí-
Mirim. Não foi detectada toxicidade aguda nos sedimentos das estações #F, #H e #J
durante os experimentos realizados entre 2004 e 2005.
2.4. CONCLUSÕES
Os resultados obtidos com os bioensaios de toxicidade das águas superficiais,
utilizando microalgas e microcrustáceos, demonstraram que a provável lixiviação dos
contaminantes agrícolas e de substâncias tóxicas, principalmente advindas de
efluentes descartados pelas indústrias nas áreas urbanas, têm contribuído para o
detrimento da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim, principalmente na época de
maiores precipitações. As análises físico-químicas também indicaram valores acima
do permitido para parâmetros como condutividade, MPS e turbidez, principalmente
na região urbana, o que pode ser associado às toxicidades observadas. Observou-se
também maior efeito tóxico das amostras em que foram utilizados Daphnia magna
como indicador. Isto provavelmente ocorreu por este organismo ser mais sensível a
algumas substâncias, como os metais pesados chumbo, cromo, zinco e cobre, e
50
defensivos agrícolas do que a microalga Pseudokirchneriella subcaptata
(PESTICIDEINFO, 2006).
A toxicidade encontrada no sedimento é caracterizada pelas diversas formas
de contaminação que o manancial vem sofrendo ao longo dos últimos anos,
provavelmente relacionada ao uso de agentes químicos na agricultura que ocupa a
região da bacia deste manancial nos trechos a montante, e o lançamento de
efluentes industriais e domésticos no trecho Brusque (#A, #B e #C).
51
2.5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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56
BIOINDICADORES MACROINVERTEBRADOS AQUÁTICOS
57
3.1. INTRODUÇÃO
Os ecossistemas aquáticos têm sido alterados de maneira expressiva devido a
atividades mineradoras; construção de barragens e represas; retificação e desvio do
curso natural de rios; lançamento de efluentes domésticos e industriais não tratados;
desmatamento e uso inadequado do solo em regiões ripárias e planícies de
inundação; exploração de recursos pesqueiros e introdução de espécies exóticas
(GOULART & CALLISTO, 2003).
O resultado dessas alterações representa uma queda acentuada da
biodiversidade aquática, em função da desestruturação do ambiente físico, químico e
alterações na dinâmica e estrutura das comunidades biológicas (CALLISTO et al.,
2001b). Os rios recebem materiais, sedimentos e poluentes de toda sua bacia de
drenagem, refletindo os usos e ocupação do solo nas áreas vizinhas. Os principais
processos degradadores, resultantes das atividades humanas nas bacias de
drenagem, causam o assoreamento e homogeneização do leito de rios e córregos,
diminuição da diversidade de habitats e microhabitats e eutrofização artificial,
enriquecimento por aumento nas concentrações de fósforo e nitrogênio e
conseqüente perda da qualidade ambiental (CALLISTO et al., 2002; GOULART &
CALLISTO, 2003). Assim, suas características ambientais, especialmente as
comunidades biológicas, fornecem informações sobre as conseqüências das ações
do homem (CALLISTO et al., 2001b).
Desde a década de 70, pesquisadores da Europa Ocidental e América do
Norte argumentam que as metodologias tradicionais de avaliação das águas,
baseadas principalmente em características físicas, químicas e bacteriológicas, não
são suficientes para avaliar a qualidade estética, de recreação ou ecológica do
ambiente. Hoje essa visão foi amplamente difundida, e acredita-se que a
contaminação das águas é um problema primordialmente biológico, por afetar a
fauna que ali vive. Assim, a fim de obter um espectro completo de informações sobre
o ecossistema, a qualidade deve ser medida não só a partir dos parâmetros
58
tradicionais, mas levar em consideração fatores ambientais e biológicos. Atualmente,
o monitoramento biológico e ambiental é utilizado em programas de avaliação da
qualidade de águas em diversos países da Europa Ocidental, Estados Unidos,
Canadá, Japão, Austrália e África do Sul (BUSS, 2004). Entretanto, existe pouca
informação na literatura a cerca deste tema e poucos trabalhos realizados na região
sul do Brasil, em específico para o estado de Santa Catarina. Esse interesse ainda
não foi capaz de resgatar o enorme atraso no conhecimento da maioria das ordens,
principalmente sob o aspecto taxonômico, tanto para o Brasil como para o Estado de
Santa Catarina.
O uso de parâmetros biológicos para medir a qualidade da água se baseia
nas respostas dos organismos ao ambiente onde vivem. Como os rios estão sujeitos
a inúmeros distúrbios ambientais, a biota aquática vai reagir de alguma forma a
esses estímulos, sejam eles naturais ou antropogênicos. Assim, o monitoramento
biológico ou biomonitoramento pode ser definido como o uso sistemático das
respostas de organismos vivos para avaliar as mudanças ocorridas no ambiente,
geralmente causadas por ações antropogênicas. A qualidade do hábitat é um dos
fatores mais importantes no sucesso de colonização e estabelecimento das
comunidades biológicas em ambientes lênticos ou lóticos. A flora e a fauna
presentes em um sistema aquático são também influenciadas pelo ambiente físico
do corpo d'água, como geomorfologia, velocidade de corrente, vazão, tipo de
substrato, tempo de retenção. Estando a situação de um corpo de água
estreitamente relacionada às atividades humanas realizadas a sua volta, o primeiro
passo para a compreensão de como as comunidades de macroinvertebrados
bentônicos estão reagindo à alteração da qualidade de água é identificar quais
variáveis físicas, químicas e biológicas estão afetando os organismos (MARQUES et
al., 1999).
Espécies indicadoras são aqui definidas como sendo a espécie, ou
assembléias de espécies, que tem necessidades físicas e químicas ambientais
particulares. Alterações na presença ou ausência, na fisiologia, na morfologia, na
59
abundância ou no comportamento dessas espécies indicam que variáveis químicas
e físicas estão fora dos limites toleráveis. Os fatores que regulam a abundância
populacional ou a presença/ausência podem agir em qualquer estágio do ciclo de
vida, e podem ser de origem abiótica ou biótica. Preferencialmente organismos
indicadores são aquelas espécies que têm tolerâncias ambientais específicas (KARR
& CHU, 1999).
Em teoria, qualquer organismo que viva em um dado ambiente pode ser
utilizado para monitorar sua qualidade. Na prática, os grupos mais utilizados para
avaliar a qualidade da água de rios, apresentam as seguintes características
básicas: são abundantes; tem elevado número de espécies; são relativamente fáceis
de coletar e identificar; e apresentam ampla distribuição geográfica. Dentro do
grande número de opções, a comunidade de macroinvertebrados (insetos,
crustáceos e moluscos) parece ser a mais usada para esse fim (BUSS, 2004). Os
principais fatores que levam os pesquisadores a utilizarem os macroinvertebrados
bentônicos como bioindicadores é o tamanho relativamente grande destes
organismos, sendo visíveis a olho nu, e a facilidade para coletar estes organismos.
Outro fator pode ser atribuído a grande abundância e diversidade permitindo assim
uma grande tolerância a diferentes parâmetros de contaminação. O fato de estarem
intimamente associados ao substrato os deixa expostos a ações de alterações
ambientais. Uma considerável desvantagem é o fato de existirem muitos
representantes de macroinvertebrados de diversos grupos taxonômicos, surgindo
problemas relativos à identificação dos organismos, sendo muitas vezes impossível
chegar ao nível de espécie (LOYOLA & BRUNKOW, 1998).
Um corpo d'água de boa qualidade, geralmente, suporta uma fauna bentônica
diversa sem abundância de qualquer grupo. A comunidade de macroinvertebrados
em um ecossistema aquático é muito sensível a estresse (tensões) e, portanto, suas
características servem como instrumento útil para detectar perturbações ambientais
resultantes de contaminantes introduzidos. Devido à mobilidade limitada e à vida
relativamente longa destes organismos, suas características são dependentes de
condições durante o passado recente, incluindo reações a despejos não freqüentes e
60
que seriam difíceis de se detectar por amostragem química periódica. A
contaminação orgânica pode restringir a variedade da macrofauna bentônica e
favorecer o desenvolvimento de grande número de organismos que toleram
condições de contaminação, de natureza química e física (OIKOS, 2004).
Macroinvertebrados bentônicos são sedentários, não podendo evitar, rapidamente,
mudanças ambientais prejudiciais e exibem variados graus de tolerância à poluição
(METCALFE, 1989). Por essas razões eles têm sido amplamente utilizados como
bioindicadores de qualidade da água, do nível de poluição e/ou alteração de um
ambiente aquático (ANUBHA & DALELA, 1997). Sendo assim, a comunidade de
macroinvertebrados bentônicos é composta por diversos organismos que podem ser
utilizados como indicadores biológicos, já que possuem uma série de características
que os tornam forte instrumento para a detecção de alterações ambientais
(SEMARH, 2004). Os padrões de distribuição da macrofauna na área são regidos
primariamente pelos gradientes físico-químicos e pela alternância entre ambientes de
sedimentação e erosão (HAUER & RESH, 1996), e secundariamente pelas
interações biológicas (predação e competição) com outros elos da cadeia trófica.
O grupo dos macroinvertebrados bentônicos é representado por vários grupos
taxonômicos, como - Platyhelminthes, Annelida, Crustacea, Mollusca, Insecta, que
vivem associados a substratos. Os tipos de espécies encontradas variam em função
de características dos cursos d'água como altitude e temperatura, quanto mais alto
for o rio mais frias serão suas águas, e extensão em geral, o fundo dos rios mais
curtos têm pedras, e o dos mais longos, sedimentos.
Os macroinvertebrados compreendem o maior número de indivíduos, espécies
e biomassa em quaisquer ambientes dulcícolas, entre estes destacam-se os insetos,
que dominam os sistemas de água doce, quer sob o ponto de vista numérico, como
sob a questão relativa a diversidade podendo ser ultrapassados apenas pelos
nemátodos, em termos numéricos e de biomassa. Os crustáceos e moluscos podem
ser abundantes, mas raramente apresentam grande diversidade (GULLAM &
CRANSTON, 1996; BUSS, 2004).
61
Para a implementação de um programa de monitoramento biológico,
idealmente é necessária a determinação de locais de referência, ou seja, áreas
íntegras que guardam uma fauna que não tenha sido fortemente influenciada por
ações antropogênicas. A comparação das áreas de referência, com locais de
diferentes graus de alterações antropogênicas, permite identificar medidas biológicas
que estejam respondendo ao estresse (BUSS, 2004).
A essas medidas biológicas, dá-se o nome de índices métricos biológicos.
Algumas métricas analisam a comunidade em relação à sua composição (através da
riqueza de espécies) e estrutura (diversidade, eqüitabilidade e similaridade com os
locais de referência), função trófica (papel que desempenham na cadeia alimentar) e
as que determinam graus de tolerância, ou sensibilidade, de cada espécie (ou outro
nível taxonômico) a estas alterações. Essa última é uma metodologia amplamente
difundida na Europa, são os chamados índices bióticos. Estima-se que mais de 50
índices bióticos já foram criados, com aplicação em diversos países, inclusive no
Brasil. Rios em cujas águas ou margens há grande variedade de espécies de
macroinvertebrados e diversidade vegetal são pouco poluídos. Como a técnica
depende apenas da coleta e observação de amostras dos animais -- a maioria na
forma de larva -- os custos com material e análise são menores que no
monitoramento tradicional (BUSS, op. cit.).
Em relação à tolerância frente a adversidades ambientais, os
macroinvertebrados bentônicos podem ser classificados em três grupos principais
(existem exceções dentro de cada grupo): organismos sensíveis ou intolerantes,
organismos tolerantes e organismos resistentes. O primeiro grupo engloba
principalmente representantes das ordens de insetos aquáticos Ephemeroptera,
Trichoptera e Plecoptera, e são caracterizados por organismos que possuem
necessidade de elevadas concentrações de oxigênio dissolvido na água.
Normalmente são habitantes de ambientes com alta diversidade de habitats e
microhabitats. O segundo grupo é formado por uma ampla variedade de insetos
aquáticos e outros invertebrados, incluindo moluscos bivalves, algumas famílias de
Diptera, e principalmente por representantes das ordens Heteroptera, Odonata e
62
Coleoptera, embora algumas espécies destes grupos sejam habitantes típicos de
ambientes não poluídos. A necessidade de concentrações elevadas de oxigênio
dissolvido é menor, uma vez que parte dos representantes deste grupo, como os
Heteroptera, adultos de Coleoptera e alguns Pulmonata (Gastropoda) utilizam o
oxigênio atmosférico. O requerimento da diversidade de habitats e microhabitats
também diminui, em função de uma maior plasticidade do grupo. Muitos heterópteros
e coleópteros vivem na lâmina d’água ou interface coluna d’água-superfície. O
terceiro grupo é formado por organismos extremamente tolerantes, por isso
chamados de resistentes. É formado principalmente por larvas de Chironomidae e
outros Diptera e por toda a classe Oligochaeta. Estes organismos são capazes de
viver em condição de anoxia (depleção total de oxigênio) por várias horas, além de
serem organismos detritívoros, se alimentando de matéria orgânica depositada no
sedimento, o que favorece a sua adaptação aos mais diversos ambientes
(CALLISTO et al., 2001a).
Dentre os bioindicadores há grupos de espécies diretamente relacionados a
um determinado agente poluidor ou a um fator natural potencialmente poluente, por
exemplo, altas densidades de Oligochaeta e de larvas vermelhas de Chironomus,
Diptera, em rios com elevados teores de matéria orgânica. Além disso, são
importantes ferramentas para a avaliação da integridade ecológica, ou seja, condição
de “saúde” de um rio, avaliada através da comparação da qualidade da água e
diversidade de organismos entre áreas impactadas e áreas de referência, ainda
naturais e a montante. Os bioindicadores mais utilizados são aqueles capazes de
diferenciar entre fenômenos naturais, como por exemplo, mudanças de estação e
ciclos de chuva-seca e estresses de origem antropogênica, relacionados a fontes de
contaminação pontuais ou difusas. A composição em espécies e a distribuição
espaço-temporal dos organismos aquáticos alteram-se em função das alterações
ambientais. Quanto mais intensas, mais pronunciadas serão as respostas ecológicas
dos organismos aquáticos bioindicadores de qualidade de água, podendo haver
inclusive a exclusão de organismos sensíveis a estas alterações, como por exemplo,
formas imaturas de muitas espécies de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera
(CALLISTO et al., 2001a).
63
Em razão às dificuldades de interpretar a ocorrência ou não de espécies
indicadoras para uma avaliação da qualidade de um ambiente, vários autores
procuraram meios para evitar o uso de indicações empíricas. Os métodos
tradicionais de avaliação da qualidade das águas superficiais utilizam
essencialmente as variações de uma dada comunidade, em termos da proporção
relativa de espécies intolerantes versus tolerantes e no número de taxa. Esses
métodos traduzem a influência da qualidade da água na biocenose, onde as
perturbações antropogênicas se refletem também na alteração física dos habitats
aquáticos (CORTES, 1989; CORTES, 1992). Segundo KARR (1991) a utilização de
índices designados por integridade biótica traduz a capacidade de suporte de uma
comunidade suficientemente adaptada, com uma composição, diversidade e
organização funcional comparável ao habitat natural dessa região. Assim, incluem-se
todas as medidas, designadas como métricas, que são relevantes para a ecologia de
um dado ecossistema e “que mudam de modo preditivo em função duma pressão
humana crescente” (BARBOUR et al., 1999). De acordo com estes autores, as
métricas além de serem ecologicamente relevantes e sensíveis aos agentes de
estresse ambiental, devem abarcar diversas categorias como medidas de riqueza em
taxa; medidas de composição para identidade e dominância; medidas de tolerância
que representam sensibilidade à contaminação; medidas tróficas ou
comportamentais que traduzam estratégias de alimentação, e guilds.
Um exemplo é o déficit de espécies (KOTHÉ, 1962), que avalia a diminuição
do número de espécies nas regiões poluídas, em relação a um ponto de referência
não poluído, ou não alterado, como uma indicação do grau de prejuízo às
comunidades. O próprio autor caracterizou seu método como um simples critério de
alteração ambiental. O método está baseado na comparação principalmente de
macrobentos; a escolha das espécies consideradas é livre, porém sempre as
mesmas espécies devem ser comparadas ao longo de um trecho. A avaliação de
alterações da qualidade ambiental por intermédio deste método somente pode ser
realizada de uma forma grosseira, pois não são consideradas informações auto-
ecológicas, inclusive empiricamente elaboradas, dos organismos, e não são,
64
também, consideradas as modificações na quantidade relativa das espécies. Em
casos onde os conhecimentos sistemáticos são suficientes, mas não existem dados
auto-ecológicos aplicáveis, tal método pode ser recomendado para um
acompanhamento de estudos físico-químicos da água, para complementar o
levantamento ecológico (SCHÄFER, 1985).
As métricas que analisam a comunidade em relação à sua composição são o
Percentual de EPT (%EPT), Percentual de Oligochaeta e Percentual de
Chironomidae. O Percentual de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera (%EPT)
em relação aos outros grupos amostrados indica em geral contaminação e
alterações dos habitats, pois as espécies destes grupos são sensíveis a
perturbações antropogênicas (CARRERA & FIERRO, 2001). Já os percentuais de
Oligochaeta e Chironomidae nas amostras coletadas indicam geralmente
contaminação por matéria orgânica, já que estes grupos são muito tolerantes a este
tipo de perturbação.
Outras medidas biológicas (métricas) são as que determinam graus de
tolerância à contaminação, ou sensibilidade, de cada espécie (ou outro nível
taxonômico) a estas alterações. Este índice é indicado para uma avaliação rápida e
simples e pode ser desenvolvido em um curto espaço de tempo, pois utiliza apenas
algumas ordens de insetos aquáticos indicadores como Ephemeroptera, Plecoptera e
Trichoptera.
Este estudo objetivou caracterizar os macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento do rio Itajaí-Mirim, e avaliar a qualidade da água através
destes bioindicadores, utilizando medidas biológicas que analisam a comunidade em
relação a sua composição, em relação a tolerância frente a adversidades ambientais,
e em relação a presença ou não de organismos no sedimento.
65
3.2. METODOLOGIA UTILIZADA
3.2.1. Infauna
O monitoramento biológico realizado neste trabalho utilizou como indicadores
os macroinvertebrados associados ao sedimento (infauna). Para a caracterização
dos macroinvertebrados foram tomadas três réplicas com testemunhador de PVC (10
x 10 cm), em áreas vegetadas e não vegetadas das margens, de modo aleatório, nas
10 estações amostrais localizadas no rio Itajaí-Mirim (#A - #J), no período de junho
de 2004 a junho de 2005 (apêndice 1). Os trechos amostrados em quase sua
totalidade foram caracterizados como corredeiras, com menor extensão do rio e
fundo caracterizado pela presença de matacões e areia grossa. Somente as
estações amostrais do trecho Brusque (#A, #B e #C) possuem fundo composto por
areia, silte e argila, e maior extensão do rio.
No campo, as amostras foram fixadas com formol 4% e levadas ao laboratório
onde cada amostra foi lavada em peneira de 500 µm e conservada em álcool 70 %.
Os animais foram identificados segundo MORETTI (2004), NEEDHAM & NEEDHAM
(1982), MERRITT & CUMMINS (2002) e COSTA et al. (2006) e quantificados. Cabe
ressaltar que existe pouca informação na literatura a cerca deste tema e poucos
trabalhos realizados na região sul do Brasil em especifico para o Estado de Santa
Catarina, principalmente sob o aspecto taxonômico.
3.2.2. Déficit de Espécies
Dentre os métodos utilizados para a avaliação da qualidade das águas do rio
Itajaí-Mirim através de bioindicadores, o déficit de espécies de KOTHÉ (1962) foi
utilizado ao nível de grupos. O calculo do déficit de grupos (DG) compreende:
DG = A1 – Ax x 100 (%)
A1
66
Onde,
A1 é o número de espécies na estação controle e,
Ax é o número de espécies na estação sob investigação.
O método está baseado na comparação principalmente de macrobentos; a
escolha das espécies consideradas é livre, porém sempre as mesmas espécies
devem ser comparadas ao longo de um trecho. O déficit pode oscilar entre 0%, ou
seja, sem redução no número de espécies, até 100%, quando nenhuma das
espécies encontradas no ponto de referência, está presente. A escolha da estação
controle (ponto de referência) envolve problemas ainda controvertidos, pois mesmo
que esta possa ser determinada, ela possui padrões biológicos próprios e diversos
de outros locais. Para minimizar estes problemas, a adoção de regiões
ecologicamente semelhantes procura delimitar áreas onde a variabilidade das
condições se situe dentro de uma faixa de variação esperada, servindo como
referência o melhor resultado observado dentro da ecorregião. Foi utilizada como
estação controle, para o cálculo de déficit de espécies, o trecho Baixo-Vidal,
estações #F e #G, pois apresentou, em função dos parâmetros físico-químicos, uma
menor interferência antropogênica.
3.2.3. Métricas relacionadas à composição da comunidade
As medidas biológicas que analisaram a comunidade em relação a sua
composição foram Percentual de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera (%EPT),
Percentual de Oligochaeta e Percentual de Chironomidae. Dividiu-se a proporção de
EPT presentes na amostra pela abundância total dos organismos encontrados,
obtendo um valor, o qual se comparou a tabela de qualificações da qualidade da
água, que vai de muito boa a ruim (tabela 3.1), segundo CARRERA & FIERRO,
(2001). Da mesma forma foram realizados os cálculos de % Oligochaeta e %
Chironomidae.
67
Tabela 3.1. Qualidade de água para Índices %EPT. Fonte: CARRERA & FIERRO
(2001).
Classe EPT % Qualidade da água
1 75 –100 Muito boa
2 50 – 74 Boa
3 25 – 49 Regular
4 0 – 24 Ruim
3.2.4. Métricas relacionadas a graus de tolerância à contaminação
Utilizando como medida biológica a tolerância frente a adversidades
ambientais, os macroinvertebrados bentônicos foram classificados em três grupos
principais: organismos sensíveis ou intolerantes, os insetos aquáticos
Ephemeroptera, Trichoptera e Plecoptera; organismos tolerantes, moluscos bivalves
e gastrópodes, e os insetos Heteroptera, Odonata e Coleoptera, e organismos
resistentes, larvas de Chironomidae e outros Diptera e toda a classe Oligochaeta e
Hirudinea.
3.3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
3.3.1. Infauna
A fauna de invertebrados bentônicos presente no sedimento do rio Itajaí-Mirim,
durante o período estudado, foi composta por três Filos (Annelida, Mollusca e
Arthropoda) e cinco Classes (Hirudinea, Oligochaeta, Gastropoda, Bivalvia e
Insecta), (tabela 3.2), sendo coletados 1536 organismos. Dentre os Annelida foram
observados 977 indivíduos. As hirudineas (sanguessugas) estiveram representadas
por 93 indivíduos coletados, nas estações amostrais #A (59 indivíduos), #B (30
indivíduos), #D (1 individuo), #G (1 individuo) e #H (2 indivíduos), com maior
abundância em junho 2004. Os oligochaetas coletados foram representados por 884
organismos, coletados em todas as estações amostrais, com maiores abundâncias
68
nas estações #A (407 indivíduos) e #B (352 indivíduos), e no mês de junho de 2004
(apêndice 3 - figs. 3.1 a 3.10).
Os gastrópodes estiveram representados por 25 indivíduos coletados, nas
estações #A, #H e #J, com maior abundância em maio de 2005. Os bivalves
estiveram representados por 136 indivíduos coletados, nas estações #A, #B, #C, #D,
#E, #F, #G, #H e #J, com maior abundância em maio de 2005 (apêndice 3 - figs. 3.1
a 3.10).
Os insetos estiveram representados por 398 indivíduos, das Ordens
Coleoptera, Diptera, Ephemeroptera, Lepidoptera, Odonata, Plecoptera, Hemiptera e
Trichoptera, em todas as estações amostrais. Os Chironomidae (Diptera) estiveram
representados em todas as estações amostrais, com a maior abundância dentre os
insetos encontrados, seguido pelos Ephemeroptera (#F e #I) e pelos Coleoptera (#G
e #H) e Trichoptera (#G) (apêndice 3 - figs. 3.1 a 3.10).
Tabela 3.2. Lista de táxons de macroinvertebrados registrados nas estações de
coleta, no rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005.
Estações Amostrais Táxons
#A #B #C #D #E #F #G #H #I #J
Annelida
Oligochaeta X X X X X X X X X X
Hirudinea X X X X X
Mollusca
Bivalvia X X X X X X X X
Gastropoda X X X
Arthropoda
Coleoptera X
Elmidae X X X X X X X X X
Diptera X X X X X X X
Chironomidae X X X X X X X X X X
Ceratopogonidae X X
Tipulidae X X X
69
Ephemeroptera X X X X X X X X
Hemíptera X
Heteroptera X X X X
Lepidoptera X
Odonata X X
Libellulidae X X X
Plecoptera X X X X X X
Trichoptera X X X X X
As maiores abundâncias relativas observadas durante o período de estudo
foram dos Oligochaeta (0,57%), Diptera (0,13%) e Bivalvia (0,08%) (tabela 3.3).
Tabela 3.3. Abundâncias relativas de macroinvertebrados registrados nas estações
de coleta, no rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005.
Annelida Oligochaeta - 0,5755
Insecta Diptera Chironomidae 0,1315
Mollusca Bivalvia - 0,0885
Anelida Hirudinea - 0,0605
Insecta Ephemeroptera - 0,0579
Insecta Coleoptera Elmidae 0,0163
Mollusca Gastropoda - 0,0163
Insecta Trichoptera - 0,0156
Insecta Plecoptera - 0,0085
Insecta Diptera - 0,0078
Insecta Diptera pupa 0,0059
Insecta Hemiptera Heteroptera 0,0039
Insecta Diptera Ceratopogonidae 0,0033
Insecta Odonata - 0,0026
Insecta Diptera Tipulidae 0,0020
Insecta Odonata Libelulidae 0,0020
Insecta Coleoptera - 0,0007
Insecta Hemiptera - 0,0007
Insecta Lepidoptera - 0,0007
70
3.3.2. Déficit de Espécies
Utilizando o método de déficit de espécies de KOTHÉ (1962), foi avaliada a
diminuição do número de espécies nos trechos do rio Itajaí-Mirim em relação às
espécies encontradas no trecho Baixo-Vidal (#F e #G), como um ponto de referência
não alterado (tabela 3.4).
Tabela 3.4. Resultado da aplicação do método de déficit de espécies encontradas no
rio Itajaí-Mirim durante o período de estudo (KOTHE, 1962).
A B C D E F G H I J
jun/04 62 77 77 69 77 77
jul/04 77 92 85 77 92 92
ago/04 92 85 92 85 92 85
set/04 85 62 92 77 92 77 85 92 92
out/04 62 92 92 92
nov/04 85 54 77 92 62 85 92 85
jan/05 69 69 92 85 92 77 62 77 85
fev/05 92 77 85 77 92 46 92 92
mar/05 69 77 62 92 62 54 77 77 85 69
abr/05 77 92 92 62 85
mai/05 69 85 85 38 92 54 62 62 54
jun/05 69 62 92 92 92 77 92 77
Os maiores valores de déficit de grupos foram encontrados nas estações #E,
#F, #G e #I (tabela 3.4). Este resultado não foi verificado pelas analises físico-
químicas, que apontaram as estações #A e #B como as que sofrem uma maior
interferência antropogênica. De acordo com a hipótese da perturbação intermediária
(CONNELL, 1978), ambientes sujeitos a perturbações com intensidade, freqüência e
tamanho intermediários, poderiam conter tanto espécies dos estágios iniciais de
sucessão quanto espécies de clímax, o que explicaria os maiores déficits de grupos
nestas estações. O mesmo foi observado no trabalho de MARQUES & BARBOSA
(2001), na bacia do rio Doce, onde foi observado déficits de organismos
71
fragmentadores nos grandes rios da bacia, o que poderia ser explicado tanto por
fatores naturais como por impactos ambientais, como o desmatamento da mata ciliar.
3.3.3. Métricas relacionadas à composição da comunidade
Os resultados obtidos com a aplicação do percentual de Ephemeroptera,
Plecoptera e Trichoptera (%EPT) nos diferentes trechos do rio Itajaí-Mirim indicaram
águas de qualidade muito boa, nos meses de setembro de 2004 (#I), fevereiro de
2005 (#I) e março de 2005 (#D); qualidade boa nos meses de junho de 2004 (#F),
janeiro de 2005 (#G), março de 2005 (#F), maio de 2005 (#H) e junho de 2005 (#G);
águas de qualidade regular em junho de 2004 (#D e #I), julho de 2004 (#D), janeiro
de 2005 (#D e #I), fevereiro de 2005 (#F) e março de 2005 (#C e #G). No restante do
período amostral, e na maioria das estações amostrais, o %EPT indicou uma
qualidade de água ruim (tabela 3.5). Temporalmente, as médias obtidas para cada
mês, nas estações amostrais, indicaram na sua maioria águas de qualidade ruim,
exceto no mês de março de 2005, quando a qualidade da água foi considerada
regular (tabela 3.5). Em média o trecho que apresentou melhores valores de
qualidade de água foi o trecho Baixo Vidal (#F e #G).
Tabela 3.5. Percentual de Ephemeroptera/Plecoptera/Trichoptera (%EPT) aplicado
para os macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-
Mirim.
A B C D E F G H I J Média
jun/04 4,3 0,0 16,7 35,7 0,0 57,1 0,0 0,0 25,0 0,0 13,9
jul/04 0,0 0,0 16,7 25,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,2
ago/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
set/04 0,0 0,0 0,0 20,0 0,0 16,7 0,0 0,0 100,0 0,0 13,7
out/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 0,0 3,1 0,0 14,3 0,0 0,0 8,3 0,0 0,0 0,0 2,6
jan/05 7,7 3,3 0,0 33,3 0,0 0,0 50,0 20,0 39,1 0,0 15,3
fev/05 0,0 12,5 0,0 0,0 0,0 40,0 0,0 3,7 100,0 0,0 15,6
mar/05 1,5 0,0 28,6 100,0 6,7 53,2 37,5 7,1 20,0 0,0 25,5
72
abr/05 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,4
mai/05 0,0 0,0 0,0 1,6 0,0 3,8 44,4 50,0 0,0 5,3 10,5
jun/05 0,0 18,2 0,0 0,0 0,0 0,0 50,0 0,0 0,0 20,0 8,8
Os resultados obtidos com a aplicação do %EPT corroboram os resultados de
MELLO (2005), que utilizando o índice biótico BMWP com macroinvertebrados
obteve resultados que indicaram que os trechos localizados no município de Brusque
apresentaram qualidade de água muito crítica, os trechos localizados no município
de Vidal Ramos apresentaram qualidade de água critica, e os trechos restantes
qualidade de água duvidosa. Resultados também encontrados por ANDRADE
(2006), que demonstrou um comprometimento da qualidade ambiental nas estações
localizadas no município de Brusque, uma qualidade de água intermediária nas
estações localizadas no município de Vidal Ramos, e uma melhor qualidade no
trecho localizado no município de Botuverá, e OLIVEIRA (2006), que concluiu que os
trechos mais altos apresentaram condições não muito favoráveis ao desenvolvimento
pleno das assembléias fitoplanctônicas.
A aplicação do percentual de Chironomidae nas amostras coletadas no rio
Itajaí-Mirim demonstrou qualidade de água muito boa para quase a totalidade das
amostras coletadas (tabela 3.6). Não confirmando os resultados obtidos com as
analise físico-químicas e com os trabalhos de outros autores.
Tabela 3.6. Percentual de Chironomidae aplicado para os macroinvertebrados
coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 2,1 3,4 33,3 14,3 0,0 0,0 0,0 0,0 50,0 0,0
jul/04 0,0 0,0 0,0 25,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 100,0
ago/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 40,0 0,0
set/04 18,2 7,7 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
out/04 1,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 0,0 16,9 0,0 0,0 100,0 0,0 8,3 12,5 0,0 50,0
jan/05 3,8 28,3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 20,0 52,2 42,9
73
fev/05 0,0 50,0 0,0 0,0 0,0 40,0 0,0 74,1 0,0 0,0
mar/05 0,0 69,2 14,3 0,0 53,3 27,7 37,5 78,6 80,0 20,0
abr/05 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 32,0 0,0 0,0 0,0 0,0
mai/05 0,0 0,0 0,0 6,3 100,0 11,5 5,6 28,6 0,0 26,3
jun/05 0,0 0,0 0,0 25,0 0,0 0,0 0,0 66,7 0,0 0,0
Resultado semelhante obteve BUSS et al. (2002) na bacia do rio Guapimirim,
no Rio de Janeiro, onde o % EPT (riqueza de Ephemeroptera, Plecoptera e
Trichoptera) decresceu com o aumento da contaminação. Por outro lado, os
organismos pertencentes à pior classe de água, foram os da família Chironomidae
(Diptera), com dominância de 97% do total dos indivíduos nas amostras.
Os resultados obtidos com a aplicação do percentual de Oligochaeta (tabela
3.7) indicam em média como ruim a qualidade das águas da estação amostral #A,
regular as águas da estação #B, boa as águas da estação #D e muito boa as águas
das demais estações amostrais. Corroborando os resultados obtidos com as analise
dos dados físico-químicos e dos resultados obtidos por MELLO (2005), ANDRADE
(2006), OLIVEIRA (2006) e HOMECHIN (2006), onde o trecho de Brusque apresenta
maior comprometimento da qualidade das águas e o trecho com menor
comprometimento, em média, seria o trecho Baixo Vidal (#F e #G).
Tabela 3.7. Percentual de Oligochaeta aplicado para os macroinvertebrados
coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 42,6 90,5 0,0 35,7 0,0 38,1 0,0 0,0 0,0 0,0
jul/04 69,4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
ago/04 100,0 93,3 0,0 33,3 0,0 0,0 0,0 0,0 60,0 0,0
set/04 81,8 61,5 0,0 0,0 0,0 33,3 0,0 85,7 0,0 100,0
out/04 82,9 100,0 0,0 100,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 70,0 61,5 0,0 57,1 0,0 0,0 25,0 87,5 0,0 25,0
jan/05 84,6 65,8 0,0 66,7 0,0 0,0 0,0 30,0 0,0 42,9
fev/05 100,0 37,5 0,0 73,3 0,0 0,0 0,0 3,7 0,0 0,0
mar/05 92,3 7,7 0,0 0,0 6,7 8,5 0,0 14,3 0,0 40,0
74
abr/05 91,5 100,0 100,0 0,0 0,0 16,0 0,0 0,0 0,0 0,0
mai/05 88,3 75,0 62,5 42,2 0,0 3,8 0,0 0,0 0,0 21,1
jun/05 78,8 79,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 40,0
3.3.4. Métricas relacionadas a graus de tolerância à contaminação
A utilização da medida biológica em relação à tolerância frente a adversidades
ambientais, indicou que para o percentual de espécies resistentes (tabela 3.8) a
contaminação, a qualidade das águas nas estações #A e #B foi em média ruim, as
águas das estações #D, #H e #J foram classificadas como boa e as águas das
estações #C, #E, #F, #G e #I classificadas como muito boa. Em relação aos trechos,
o trecho Brusque foi classificado como águas de qualidade regular, o de Botuverá
como água de qualidade boa, o de Baixo Vidal como muito boa, e o de Alto Vidal
como boa. Corroborando os resultados obtidos com o %EPT, % Oligochaeta e com
as analises físico-químicas.
Tabela 3.8. Percentual de organismos resistentes a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 95,7 100,0 33,3 50,0 0,0 38,1 0,0 0,0 50,0 0,0
jul/04 97,2 100,0 0,0 25,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 100,0
ago/04 100,0 100,0 0,0 33,3 0,0 0,0 0,0 0,0 100,0 0,0
set/04 100,0 100,0 0,0 0,0 0,0 33,3 0,0 85,7 0,0 100,0
out/04 98,1 100,0 0,0 100,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 100,0 95,4 0,0 57,1 100,0 0,0 33,3 100,0 0,0 75,0
jan/05 88,5 96,7 0,0 66,7 0,0 0,0 25,0 60,0 60,9 85,7
fev/05 100,0 87,5 0,0 73,3 0,0 60,0 0,0 85,2 0,0 0,0
mar/05 92,3 100,0 42,9 0,0 66,7 36,2 62,5 92,9 80,0 80,0
abr/05 91,5 100,0 100,0 0,0 0,0 52,0 20,0 0,0 0,0 0,0
mai/05 93,3 75,0 62,5 54,7 100,0 23,1 11,1 35,7 0,0 52,6
jun/05 84,8 79,5 0,0 25,0 0,0 0,0 40,0 66,7 0,0 40,0
75
Os resultados obtidos com o percentual de organismos sensíveis e
organismos tolerantes (tabela 3.9 e 3.10) indicaram águas de qualidade ruim em
quase todas as estações amostrais e em todo o período de amostragem, não
confirmando os resultados obtidos pelos outros parâmetros utilizados para a
classificação da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim.
Tabela 3.9. Percentual de organismos sensíveis a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 4,3 0,0 16,7 35,7 0,0 57,1 0,0 0,0 25,0 0,0
jul/04 0,0 0,0 16,7 25,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
ago/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
set/04 0,0 0,0 0,0 20,0 0,0 16,7 0,0 0,0 100,0 0,0
out/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 0,0 3,1 0,0 14,3 0,0 0,0 8,3 0,0 0,0 0,0
jan/05 7,7 3,3 0,0 33,3 0,0 0,0 50,0 20,0 39,1 0,0
fev/05 0,0 12,5 0,0 0,0 0,0 40,0 0,0 3,7 100,0 0,0
mar/05 1,5 0,0 28,6 100,0 6,7 53,2 37,5 7,1 20,0 0,0
abr/05 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0
mai/05 0,0 0,0 0,0 1,6 0,0 3,8 44,4 50,0 0,0 5,3
jun/05 0,0 18,2 0,0 0,0 0,0 0,0 50,0 0,0 0,0 20,0
Tabela 3.10. Percentual de organismos tolerantes a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 0,0 0,0 50,0 14,3 0,0 4,8 0,0 0,0 25,0 0,0
jul/04 2,8 0,0 83,3 50,0 100,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
ago/04 0,0 0,0 100,0 66,7 0,0 0,0 0,0 100,0 0,0 0,0
set/04 0,0 0,0 100,0 80,0 100,0 50,0 0,0 14,3 0,0 0,0
out/04 1,9 0,0 100,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 0,0 1,5 0,0 28,6 0,0 0,0 58,3 0,0 100,0 0,0
jan/05 3,8 0,0 100,0 0,0 100,0 0,0 25,0 20,0 0,0 14,3
fev/05 0,0 0,0 0,0 26,7 0,0 0,0 100,0 11,1 0,0 100,0
76
mar/05 6,2 0,0 28,6 0,0 26,7 10,6 0,0 0,0 0,0 20,0
abr/05 8,5 0,0 0,0 0,0 0,0 44,0 80,0 0,0 0,0 0,0
mai/05 6,7 25,0 37,5 43,8 0,0 73,1 44,4 14,3 0,0 42,1
jun/05 15,2 2,3 100,0 75,0 100,0 0,0 10,0 33,3 0,0 40,0
Utilizando a sensibilidade dos organismos em relação à tolerância a
contaminação e observando o percentual dos grupos encontrados em cada estação
amostral durante todo o período de estudo, podemos classificar a qualidade da água
dos trechos do rio Itajaí-Mirim como ruim nas estações #A e #B, regular na estação
#C, boa nas estações #D, #E, #G, #H e #J e muito boa nas estações #F e #I (tabela
3.11).
Tabela 3.11. Percentuais de organismos em relação a tolerância a contaminação nas
10 estações amostrais do rio Itajaí-Mirim, durante junho de 2004 a junho de 2005.
Esta classificação corrobora os resultados obtidos com os outros índices
estudados neste trabalho e por outros autores (COELHO, 2004; MELLO, 2005;
ANDRADE, 2006; OLIVEIRA, 2006). Assim como o trabalho desenvolvido por
MARQUES & BARBOSA (2001), na bacia do rio Doce, onde os resultados obtidos
com os bioindicadores e os parâmetros físico-químicos apontam os mesmos locais
como os mais eutrofizados, com baixo oxigênio dissolvido, alta condutividade, e
elevados níveis de nutrientes.
Em relação a quantidade de organismos resistentes a contaminação
localizados ao longo do rio Itajaí-Mirim, observou-se que em média, o maior número
destes organismos esteve localizado nas estações #A e #B, seguido pelas estações
#J e #H. As demais estações amostrais apresentaram um menor número de
A B C D E F G H I J
SENSIVEIS 1,1 3,1 5,2 19,2 0,6 14,6 15,9 6,7 23,7 2,1
TOLERANTES 3,7 2,4 58,3 32,1 35,6 15,2 26,5 16,1 10,4 18,0
RESISTENTES 95,1 94,5 19,9 40,4 22,2 20,2 16,0 43,8 24,2 44,4
77
organismos resistentes a contaminação, indicando uma melhor qualidade de água
(tabela 3.12).
Tabela 3.12. Organismos resistentes a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 0,8 1,0 0,3 0,4 0,3 0,3
jul/04 0,7 1,0 0,0 0,3 0,0 1,0
ago/04 1,0 1,0 0,0 0,3 0,0 1,0
set/04 1,0 1,0 0,0 0,0 0,0 0,3 0,5 0,0 1,0
out/04 0,6 1,0 0,0 1,0
nov/04 1,0 0,7 0,3 1,0 0,4 1,0 0,0 0,7
jan/05 0,5 0,8 0,0 0,5 0,0 0,3 0,5 0,7 0,7
fev/05 1,0 0,7 0,3 0,7 0,0 0,6 0,0 0,0
mar/05 0,3 1,0 0,4 0,0 0,6 0,3 0,7 0,7 0,5 0,8
abr/05 0,3 1,0 1,0 0,6 0,5
mai/05 0,5 0,5 0,5 0,7 1,0 0,5 0,4 0,3 0,5
jun/05 0,5 0,2 0,0 0,3 0,0 0,3 0,5 0,3
Média 0,7 0,8 0,2 0,4 0,4 0,4 0,4 0,5 0,4 0,6
No trabalho de THORNE & WILLIAMS (1997), algumas medidas
bioindicadoras foram avaliadas para o rio Tietê, no Estado de São Paulo, e pode-se
observar resultado semelhante ao encontrado no rio Itajaí-Mirim, onde em locais
extremamente poluídos, apenas os organismos resistentes a condições tóxicas e
anóxicas permaneceram.
A quantidade de organismos sensíveis a contaminação localizados ao longo
do rio Itajaí-Mirim, indicou que em média, o maior número destes organismos esteve
localizado nas estações #I, #F, #D e #G (tabela 3.13), indicando estes locais como
de melhor qualidade de água.
78
Tabela 3.13. Organismos sensíveis a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 0,2 0,0 0,3 0,2 0,3 0,3
jul/04 0,0 0,0 0,5 0,3 0,0 0,0
ago/04 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
set/04 0,0 0,0 0,0 0,3 0,0 0,3 0,0 1,0 0,0
out/04 0,0 0,0 0,0 0,0
nov/04 0,0 0,1 0,3 0,0 0,2 0,0 0,0 0,0
jan/05 0,3 0,3 0,0 0,5 0,0 0,3 0,2 0,3 0,0
fev/05 0,0 0,3 0,0 0,3 0,0 0,1 1,0 0,0
mar/05 0,3 0,0 0,2 1,0 0,2 0,5 0,3 0,3 0,5 0,0
abr/05 0,0 0,0 0,0 0,2 0,0
mai/05 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,2 0,4 0,3 0,2
jun/05 0,0 0,6 0,0 0,0 0,0 0,3 0,0 0,3
Média 0,1 0,1 0,1 0,2 0,0 0,3 0,2 0,1 0,5 0,1
Em relação a quantidade de organismos tolerantes a contaminação
localizados ao longo do rio Itajaí-Mirim, observou-se que em média, o maior número
destes organismos esteve localizado nas estações #C, #E, #D e #G (tabela 3.14).
Tabela 3.14. Organismos tolerantes a contaminação aplicado para os
macroinvertebrados coletados durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
A B C D E F G H I J
jun/04 0,0 0,0 0,3 0,4 0,3 0,3
jul/04 0,3 0,0 0,5 0,5 1,0 0,0
ago/04 0,0 0,0 1,0 0,7 1,0 0,0
set/04 0,0 0,0 1,0 0,7 1,0 0,5 0,5 0,0 0,0
out/04 0,4 0,0 1,0 0,0
nov/04 0,0 0,1 0,3 0,0 0,4 0,0 1,0 0,0
jan/05 0,3 0,0 1,0 0,0 1,0 0,3 0,3 0,0 0,3
fev/05 0,0 0,0 0,5 0,0 1,0 0,3 0,0 1,0
79
mar/05 0,5 0,0 0,4 0,0 0,2 0,2 0,0 0,0 0,0 0,3
abr/05 0,7 0,0 0,0 0,2 0,5
mai/05 0,5 0,5 0,5 0,2 0,0 0,3 0,2 0,3 0,3
jun/05 0,5 0,2 1,0 0,8 1,0 0,3 0,5 0,5
Média 0,3 0,1 0,7 0,4 0,6 0,3 0,4 0,4 0,2 0,3
Os resultados de quantidades de organismos resistentes, tolerantes e
sensíveis observados em cada estação amostral do rio Itajaí-Mirim durante o período
de estudo indicam como locais de melhor qualidade de água as estações amostrais
#D, #F, #G e #I, locais que apresentaram maiores quantidades de organismos
sensíveis. As estações #C, #D, #E e #G apresentaram maiores quantidades de
organismos tolerantes a contaminação, indicando águas de qualidade boa. E as
estações #A e #B, seguidas de #H e #J apresentaram maiores quantidades de
organismos resistentes a contaminação, indicando estes locais como áreas de
qualidade de água ruins. Corroborando os resultados obtidos com as analise dos
dados físico-químicos e dos resultados obtidos por MELLO (2005), ANDRADE
(2006), OLIVEIRA (2006) e HOMECHIN (2006), onde o trecho de Brusque apresenta
maior comprometimento da qualidade das águas e o trecho com menor
comprometimento, em media, seria o trecho Baixo Vidal (#F e #G).
Os resultados obtidos com as aplicações dos índices utilizando espécies
indicadoras para a avaliação da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim demonstram,
na sua maioria, resultados semelhantes aos obtidos pelas análises físico-químicas e
também aos resultados observados por COELHO (2004), ANDRADE (2006),
OLIVEIRA (2006) e HOMECHIN (2006).
A utilização das métricas percentual de Táxon, percentual de Oligochaeta,
percentual de resistentes a contaminação demonstraram boa aplicabilidade, sendo
sensíveis aos dados coletados, e corroborando com os resultados obtidos (tabela
3.15).
80
Tabela 3.15. Resultados da avaliação da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim para
a comunidade de invertebrados nos diferentes trechos, com as diferentes métricas
testadas.
MÉTRICAS BRUSQUE BOTUVERÁ BAIXO VIDAL ALTO VIDAL
% Táxon 66,6 72,2 66,6 83,3
Déficit grupos 31,9 41,2 0 44,1
% EPT Ruim Ruim Ruim Ruim
% Chironomidae Muito Boa Muito Boa Muito Boa Muito Boa
% Oligochaeta Regular Muito Boa Muito Boa Muito Boa
% Organismos resistentes Ruim Boa Muito Boa Boa
% Organismos sensíveis Ruim Regular Ruim Ruim
% Organismos tolerantes Ruim Ruim Ruim Ruim
Tolerância a contaminação Regular Boa Muito Boa Boa
3.4. CONCLUSÕES
As medidas biológicas utilizadas indicaram como trecho com menor
interferência antropogênica, o trecho do Baixo Vidal, estações amostrais #F e #G,
demonstrando ser um trecho com água de boa qualidade. Seguidos pelos trechos
Botuverá, Alto Vidal e Brusque. As métricas Déficit de grupos, Percentual de EPT,
Percentual de Chironomidae, Percentual de organismos sensíveis e tolerantes não
apresentaram boa aplicabilidade aos dados coletados, não sendo sensíveis as
diferenças de cada trecho estudado.
De maneira geral, observou-se que os locais mais degradados (trecho
Brusque - #A, #B e #C, e trecho Alto Vidal - #H, #I, #J) possuem altos valores de
indicadores de qualidade de água regular e ruim (percentual de Táxon, percentual de
Oligochaeta e percentual de resistentes a contaminação). Este resultado está de
acordo com aqueles obtidos para os parâmetros físico-químicos e toxicológicos,
principalmente para o trecho Brusque (#A, #B e #C).
81
Conclui-se que as medidas bioindicadoras utilizadas foram úteis na distinção
entre os locais de melhor e pior qualidade de água, mas em locais de degradação
intermediária, elas não funcionaram bem, como nas estações do trecho Botuverá e
Alto Vidal.
82
3.5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ANDRADE, E.A.N. 2006. Composição das Assembléias de Diatomáceas (Bacyllariophyceae) Epilíticas do rio Itajaí-Mirim. 43 p. Monografia (Graduação em Ciências Biológicas – Ênfase em Biotecnologia) – Universidade do Vale do Itajaí, Itajaí. ANUBHA, G. K. & DALELA, R.C. 1997. Pathological impacts of endosulfan and lindane on Chironomus larvae (Chironomidae). J. Envir. Biol. v.18, p. 429-434. BARBOUR, M. T., J. GERRITSEN, B. D. SNYDER & J.B.STRIBLIG, 1999. Rapid bioassessment protocols for use in wadeable streams and rivers. EPA- 841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency, Washington. BUSS, D.F. 2004. Importância do Biomonitoramento em Programas de Análise da Qualidade da Água de Rios. Disponível: site (28/08. 2004). URL: http:// www.2.uol.com.br/cienciahoje/chdia/n471.html. Acesso em 20/12/2004. BUSS, D. F.; BAPTISTA, D. F.; SILVEIRA, M. P.; NESSIMIAN, J. L.; DORVILLÉ, L. F. M. 2002. Influence of water chemistry and environmental degradation on macroinvertebrate assemblages in a river basin in south-east Brazil.Hydrobiologia, v. 481, p. 125-136. CALLISTO, M., MORENO, P., BARBOSA, F. 2001a. Habitat diversity and benthic functional trophic groups at Serra do Cipó, Southeast Brazil. Brazilian Journal of Biology 61(2): 259-266. CALLISTO, M., MORETTI, M., GOULART, M. D. C. 2001b. Macroinvertebrados bentônicos como ferramenta para avaliar a saúde de riachos. Revista Brasileira de Recursos Hídricos, 6 (1)71-82. CALLISTO, M., FERREIRA, W., MORENO, P., GOULART, M. D. C., PETRUCIO, M. 2002. Aplicação de um protocolo de avaliação rápida da diversidade de habitats em atividades de ensino e pesquisa (MG-RJ). Acta Limnologica Brasiliensia. v.13: 91-98. CARRERA, C. & FIERRO K. 2001. Manual de monitoreo. Los macroinvertebrados acuáticos como indicadores de la calidad del agua. Editorial Eco Ciencia. Quito, Ecuador. 67 pp. COELHO, V. D. R. 2004. Caracterização da Qualidade Ambiental do rio Itajaí-Mirim pela aplicação de um Índice de Qualidade de Águas. Monografia apresentada como Trabalho de Conclusão de Curso de Engenharia Ambiental. CTTMar - UNIVALI, Itajaí, S.C. CONNELL, J. H. 1978. Diversity in tropical rain forests and coral reefs. Science 199(24): 1302-1310. CORTES, R. M. V., 1989. Biotipologia de Ecossistemas Lóticos do Nordeste de Portugal. UTAD, Vila Real. 305 pp. CORTES, 1992: Seasonal Pattern of Benthic Comunities along the Longitudinal Axis of River Systems and the Influence of Abiotic Factors on the Spatial Structure of those Communities. Arch. Hydrobiol, 126:85-103 COSTA, C., IDE, S. & SIMONKA, C.E. 2006. Insetos Imaturos (Metamorfose e Identificação).Holos: Ribeirão Preto. 249 p. GOULART, M.D. & CALLISTO, M. 2003. Bioindicadores de qualidade de água como ferramenta em estudos de impacto ambiental. Revista FAPAM.
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85
CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO RIO ITAJAÍ-
MIRIM, SC
86
4.1. INTRODUÇÃO
A manutenção e a preservação de ecossistemas de rios e riachos são
necessidades urgentes requeridas pela sociedade moderna, porém ainda são
escassos os estudos feitos neste sentido, especialmente no Brasil. Geralmente os
esforços são baseados em métodos infundados ou pouco aplicáveis às
características e condições Neotropicais, e os resultados, quando obtidos, são pouco
expressivos, e, na maioria das vezes tais projetos são muito dispendiosos e
requerem pessoal altamente especializado. Não obstante a isso, a causa dos
insucessos destas iniciativas também pode ser atribuída a falta de uma política
direcionada para este fim, e a inexistência de organizações específicas capazes de
gerenciar ações nesta direção (FERREIRA & BEAUMORD, 2004).
A caracterização ambiental fornece dados para a condução racional do uso e
manejo dos recursos naturais, sendo por isso um instrumento utilizado como
subsídio para trabalhos práticos de conservação e restauração de ambientes. Estas
informações são indispensáveis para o uso adequado dos recursos naturais dentro
das bases sustentáveis, sendo que sua falta aumenta as incertezas das decisões
sobre o gerenciamento e manejo dos recursos naturais, dentre estes os recursos
hídricos (BELTRAME, 1994). BRAGA e colaboradores (2002), apontam que o
planejamento e gestão de recursos hídricos depende fundamentalmente de
informações confiáveis, tanto no que diz respeito a demanda como a oferta de água.
A oferta só poderá ser adequadamente estimada se existirem redes de
monitoramento que gerem dados sobre variáveis de interesse no setor de quantidade
e qualidade das águas.
As análises químicas dos contaminantes presentes nas águas superficiais
embora não indiquem a ocorrência de efeitos biológicos, são necessárias para
determinar o grau e natureza da contaminação. Os testes de toxicidade fornecem um
significado biológico aos dados de contaminação, porém, dadas as suas restrições
laboratoriais, não refletem exatamente as condições naturais às quais as
87
comunidades bentônicas estão expostas. Por isso, estudos sobre os
macroinvertebrados bentônicos podem corroborar os dados toxicológicos, e,
também, evidenciar respostas à contaminação crônica e/ou aguda em um nível multi-
específico (ZAMBONI & ABESSA, 2002). Idealmente, os dados utilizados devem ser
coletados simultaneamente, ou seja, as amostras destinadas às análises químicas,
testes de toxicidade e estudo dos macroinvertebrados bentônicos devem ser
coletadas preferencialmente ao mesmo tempo (CHAPMAN, 1990).
Os testes de toxicidade deveriam ser realizados com o maior número possível
de espécies, de forma a representar todos os grupos de um dado ecossistema.
Entretanto, as restrições metodológicas tornam isso impossível, sendo necessário
limitar-se aos grupos ecologicamente mais importantes, mais sensíveis, ou que se
relacionam com o ambiente. Levando-se em consideração as interfaces e a própria
constituição dos sedimentos, diversos tipos de testes de toxicidade podem ser
realizados com a fase sólida, e/ou com suas fases líquidas. Experimentos com as
fases líquidas tais como elutriatos, água intersticial, extratos salinos e/ou orgânicos
se mostram eficientes para aferir toxicidade, e geralmente são mais rápidos que
aqueles com sedimento total, podendo também ser conduzidos com uma vasta gama
de organismos, inclusive espécies da coluna d´água (NIPPER et al., 2001). Muitos
procedimentos utilizados nestes testes já estão devidamente padronizados e
normatizados, não diferenciam-se muito dos empregados para avaliar amostras
líquidas ou efluentes (ZAMBONI & ABESSA, 2002).
O conhecimento do estado da comunidade bentônica de cada ponto estudado
geralmente se dá por meio do uso em conjunto de analises univariadas (através de
índices biológicos), multivariadas, que oferecem uma compreensão efetiva do nível
de impacto sofrido espaço-temporalmente pelas comunidades. Existem hoje diversos
métodos disponíveis, tanto uni como multivariados, que se valem de índices como o
numero de “taxa”, a riqueza especifica, índices de dominância, diversidade,
abundância total, eqüitatividade e percentuais relativos dos principais grupos
(CHAPMAN, 1990; ABESSA et al., 1998). A presença ou ausência de certos grupos
88
ou espécies (organismos indicadores), também é um parâmetro utilizado (REISH,
1986; DEL VALLS et al., 1998).
Com o objetivo de caracterizar a qualidade ambiental do rio Itajaí-Mirim, foram
agrupados e correlacionados os dados obtidos com as análises das variáveis físico-
químicas, dos testes de toxicidade (bioensaios) e das medidas biológicas aplicadas a
macrofauna bentônica presente nos sedimentos. Objetivou-se também resumir as
informações obtidas nos estudos das comunidades bentônicas, de toxicidade e
variáveis físico-químicas realizados no rio Itajaí-Mirim, durante os anos de 2004 e
2005, nos trechos de Brusque a Vidal Ramos, através de tabelas de decisão e
integração dos dados de comunidade bentônica, toxicidade e análises químicas.
4.2. METODOLOGIA UTILIZADA
As tabelas de decisão (hit/no hit) efeito/não efeito, que, embora sendo
bastante resumidas, tem um inegável apelo visual que facilita a interpretação dos
resultados, sendo um método simples para combinar os dados obtidos. Na
construção das tabelas, a descrição dos locais amostrados pode ser disposta nas
linhas, enquanto as conclusões obtidas sobre cada componente isoladamente são
dispostas em colunas. Para cada uma delas é assinalado um sinal “+” no caso de
haver degradação ou efeito negativo, ou um sinal “-“ no caso de ausência de efeito.
Diferentes combinações podem ser obtidas, e suas respectivas interpretações são
mostradas na tabela 4.1 (ZAMBONI & ABESSA, 2002).
Tabela 4.1. Possibilidade de combinações entre os componentes (modificado de
CHAPMAN, 1990), segundo ZAMBONI & ABESSA (2002).
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
1 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
2 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
89
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
3 - + -
Certos contaminantes podem não ter sido dosados
ou existem outras condições com potencial para
provocar degradação
4 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
5 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a presença
de contaminantes no meio
6 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
7 - + + Tóxicos que não foram dosados podem estar
causando degradação ao meio
8 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
contaminação
(+) e (-) indicam, respectivamente, se existe ou não uma diferença mensurável entre as condições
observadas em cada ponto de coleta, em relação ao controle ou ponto de referência.
Na proposta de integração de dados de comunidade bentônica, toxicidade e
parâmetros físico-químicos, por DEL VALLS et al. (1998), estes são integrados após
a conversão de cada parâmetro em números adimensionais, dividindo-se o valor
médio do parâmetro em cada local de coleta, pela média máxima de cada parâmetro
observado entre todos os pontos de coleta. A normalização destes dados permite
classificar cada parâmetro entre um valor mínimo qualquer e um valor máximo = 1.
Para os parâmetros físico-químicos, foram utilizados os valores de condutividade,
turbidez, material particulado em suspensão (MPS), oxigênio dissolvido e pH. Para a
conversão dos valores de pH e oxigênio dissolvido foram utilizados os valores de
intervalo ótimo, e não a média máxima de cada parâmetro. Para os dados de
comunidade bentônica foram usadas as métricas percentual de oligochaeta e
percentual de organismos resistentes, pois apresentaram sensibilidade as diferenças
observadas nos trechos estudados. Para os dados de toxicologia foram utilizados os
dados de efeitos obtidos com a aplicação de testes crônicos com água e testes
agudos com água e sedimento.
90
4.3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Através dos dados obtidos na construção das tabelas de decisão (apêndice 4),
observou-se que nas estações #A, #B e #D, os produtos tóxicos não estão
biodisponíveis ou alterações no bentos não são devidas a presença de
contaminantes no meio; nas estações #C #F, H, #I, #J, os contaminantes não estão
biodisponíveis; na estação #E, os produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que ainda não se fez sentir nas comunidades
bentônicas, e na estação #G, certos contaminantes podem não ter sido dosados ou
existem outras condições com potencial para provocar degradação.
Os resultados obtidos com a integração dos dados de comunidade, toxicidade
e análises químicas indicaram que em média, as estações amostrais #A e #B
apresentaram águas de qualidade ruim, as estações #C, #D, #E, #G, #H e #J águas
de qualidade regular, e as estações amostrais #F e #I águas de qualidade boa
(tabela 4.2).
Tabela 4.2. Integração dos dados de comunidade bentônica, toxicidade e parâmetros
químicos durante o período de estudo no rio Itajaí-Mirim.
maior que 0,71 maior que 0,33 até 0,32
jun/04 jul/04 ago/04 set/04 out/04 nov/04 jan/05 fev/05 mar/05 abr/05 mai/05 jun/05#A 0,78 0,88 0,80 0,88 0,79 0,78 0,67 0,66 0,81 0,56 0,63 0,76#B 0,71 0,59 0,79 0,65 0,82 0,63 0,64 0,54 0,59 0,58 0,57 0,73#C 0,20 0,27 0,22 0,29 0,35 0,36 0,26 0,31 0,32 0,64 0,76 0,32#D 0,30 0,20 0,25 0,37 0,66 0,59 0,52 0,45 0,29 0,56 0,30 0,25#E 0,11 0,32 0,24 0,26 0,53 0,36 0,40 0,31 0,32 0,54 0,65 0,33#F 0,26 0,33 0,12 0,33 0,32 0,19 0,14 0,18 0,23 0,43 0,22 0,33#G 0,33 0,15 0,27 0,35 0,32 0,25 0,28 0,22 0,31 0,67 0,60 0,20#H 0,22 0,26 0,44 0,58 0,35 0,61 0,34 0,28 0,33 0,19 0,32 0,28#I 0,20 0,29 0,60 0,34 0,39 0,19 0,28 0,16 0,26 0,13 0,18 0,14#J 0,21 0,40 0,52 0,67 0,31 0,50 0,53 0,32 0,38 0,49 0,29 0,37
91
4.4. CONCLUSÃO FINAL
Os dados de monitoramento de qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim
gerados neste trabalho indicaram que em relação aos parâmetros físico-químicos os
trechos Baixo-Vidal (#F e #G) e Alto-Vidal (#H, #I e #J) apresentaram melhor
qualidade devido a uma menor interferência antropogênica no seu quadro natural. O
trecho Brusque, estações #A, #B e #C, apresentou os menores valores de oxigênio
dissolvido e os mais elevados de condutividade e material particulado em suspensão,
não estando em conformidade com a Resolução CONAMA nº357/2005 em relação
ao pH e turbidez.
Os resultados obtidos com os bioensaios de toxicidade das águas superficiais,
utilizando microalgas e microcrustáceos, demonstraram que a provável lixiviação dos
contaminantes agrícolas e de substâncias tóxicas, principalmente advindas de
efluentes descartados pelas indústrias nas áreas urbanas têm contribuído para o
detrimento da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim, principalmente na época de
maiores precipitações, nos trechos Brusque e Alto Vidal. A toxicidade encontrada no
sedimento é caracterizada pelas diversas formas de contaminação que o manancial
vem sofrendo ao longo dos últimos anos, provavelmente relacionada ao uso de
agentes químicos na agricultura que ocupa a região da bacia deste manancial nos
trechos a montante, e o lançamento de efluentes industriais e domésticos no trecho
Brusque (#A, #B e #C).
Os resultados das aplicações dos índices utilizando espécies indicadoras para
a avaliação da qualidade das águas do rio Itajaí-Mirim demonstraram, na sua
maioria, resultados semelhantes aos obtidos pelas análises físico-químicas e
também aos resultados observados por outros estudos. Estas medidas biológicas
indicaram como trecho com menor interferência antropogênica, o trecho do Baixo
Vidal, estações #F e #G, demonstrando ser um trecho com água de boa qualidade,
seguidos pelos trechos Botuverá, Alto Vidal e Brusque.
92
Os dados obtidos nas tabelas de decisão demonstraram como estações mais
alteradas em relação aos parâmetros físico-químicos, as estações #C, #F, #H, #I, #J,
em relação aos parâmetros físico-químicos e toxicológicos a estação #E, em relação
aos parâmetros toxicológicos, a estação #G, em relação a comunidade bentônica e
os parâmetros toxicológicos, as estações #A, #B e #D. E em relação a integração
dos dados de comunidade, toxicidade e análises químicas, as estações mais
comprometidas são a #A e #B (trecho Brusque), seguidas pelas estações #C, #D, #E
(trecho Botuverá), #G, #H e #J (trecho Alto Vidal), e por último as estações amostrais
#F e #I.
Observou-se através dos bioensaios de toxicidade, dos bioindicadores e das
análises físico-químicas, que o trecho mais comprometido do rio Itajaí-Mirim seria o
trecho Brusque (#A, #B e #C), trecho urbano, onde principalmente em épocas de
maiores precipitações, ocorre lixiviação de substâncias tóxicas, principalmente
advindas de efluentes descartados pelas indústrias, influenciando na qualidade da
água e na comunidade bentônica. O trecho Alto Vidal (#H, #I e #J) também
apresenta-se comprometido, influenciando a comunidade bentônica, devido a
lixiviação dos contaminantes agrícolas em épocas de maiores precipitações. O
trecho Botuverá (#D e #E) apresenta águas de qualidade regular/boa, sendo
influenciado principalmente pela atividade mineraria e processamento de calcário na
região, além de atividades agrícolas. E finalmente o trecho Baixo Vidal (#F e #G),
que apresentou, na maioria das análises realizadas, água de qualidade boa,
justificaria uma revisão da classificação destes dois últimos trechos como Classe 2,
para Classe 1, principalmente em relação a proteção das comunidades aquáticas.
Conclui-se que as alterações na qualidade das águas e do sedimento do rio
Itajaí-Mirim, principalmente nos trechos Alto Vidal e Brusque ocorrem devido ao uso
e ocupação do solo, sem ações de manejo e controle. A lixiviação de contaminantes
agrícolas e substâncias tóxicas e a ausência da mata ciliar em alguns locais
comprometem a qualidade da água, não ocorrendo a proteção das comunidades
93
aquáticas e comprometendo a qualidade da água utilizada para o consumo
doméstico nos municípios de Itajaí e Brusque.
94
4.5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABESSA, D.M.S.; SOUSA, E.C.P. & TOMMASI, L.R. 1998. Algumas considerações sobre o emprego da Tríade de Qualidade de Sedimento no estudo da contaminação marinha. Relatório Técnico. Revta Bras. Oceanografia., v.42, p.1-12. BELTRAME A.V. 1994. Diagnostico do Meio físico de bacias Hidrográficas. Florianópolis: UFSC. 112p. BRAGA, B., PORTO, M & TUCCI, C. E. M. 2002. Monitoramento de Quantidade e Qualidade das Águas, in Águas Doces no Brasil: capital ecológico, uso e conservação. Organizadores REBOUÇAS, A. C; BRAGA, B. e TUNDISI, J. G. Segunda Edição, São Paulo: Escrituras Editora.
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95
APÊNDICES
96
APÊNDICE 1 – Amostras coletadas durante o período de estudo (junho de 2004
a dezembro de 2005) ao longo do rio Itajaí-Mirim.
período coletaperíodo sem coleta
* amostra não coletada
Tox alga Tox H2O
Tox Sed Invert. pH Od Cond Turb MPS Temp Precipitação
jun-04jul-04
ago-04set-04 *out-04 * #H, #I,
#J* * *
nov-04dez-04jan-05fev-05
* ** #F, #G,
#H, #I, #J
mar-05* #I *
* #E, #F, #G, #H, #I, #J
abr-05 * * *mai-05 * * *jun-05 * * *jul-05 *
ago-05 *set-05 * #H *out-05 * #D,
#F, #H*
nov-05dez-05 *
97
APÊNDICE 2 – Imagens das estações amostrais ao longo do rio Itajaí-Mirim. Estação A – Jusante de Brusque
Estação B – Centro de Brusque
98
Estação C – Montante de Brusque
Estação D – Jusante de Botuverá
99
Estação E – Montante de Botuverá
Estação F – Divisa de Botuverá e Vidal Ramos
100
Estação G – Vidal Ramos
Estação H – Vidal Ramos
Panorama da estação amostral #H em evento de precipitação. Panorama da estação #H fora de eventos de chuva.
101
Estação I – Jusante de Vidal Ramos
Estação J – Montante de Vidal Ramos
Solo sendo preparado para o cultivo do fumo.
102
APÊNDICE 3 – Composições taxonômicas da fauna de macroinvertebrados
bentônicos presentes no sedimento das estações amostrais no rio Itajaí-Mirim
durante o período de estudo (junho de 2004 a junho de 2005).
Figura 3.1. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #A, rio Itajaí-Mirim (SC).
103
Figura 3.2. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #B, rio Itajaí-Mirim (SC).
104
Figura 3.3. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #C, rio Itajaí-Mirim (SC).
105
Figura 3.4. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #D, rio Itajaí-Mirim (SC).
106
Figura 3.5. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #E, rio Itajaí-Mirim (SC).
107
Figura 3.6. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #F, rio Itajaí-Mirim (SC).
108
Figura 3.7. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #G, rio Itajaí-Mirim (SC).
109
Figura 3.8. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #H, rio Itajaí-Mirim (SC).
110
Figura 3.9. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #I, rio Itajaí-Mirim (SC).
111
Figura 3.10. Composição taxonômica da fauna de macroinvertebrados bentônicos
presentes no sedimento da Estação Amostral #J, rio Itajaí-Mirim (SC).
112
APÊNDICE 4 – Tabelas de Decisão das estações amostrais durante o período
de estudo no rio Itajaí-Mirim.
Tabela de decisão. Estação Amostral #A.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Julho 2004 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Agosto
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Setembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Outubro
2004 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Novembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Janeiro
2005 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Fevereiro
2005 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Março 2005 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Abril 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Maio 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Junho 2005 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
113
Tabela de decisão. Estação Amostral #B.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Julho 2004 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Agosto
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Setembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Outubro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Novembro
2004 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Janeiro
2005 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Fevereiro
2005 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Março 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Abril 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Maio 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Junho 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
114
Tabela de decisão. Estação Amostral #C.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Julho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Agosto
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Setembro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Outubro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Novembro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Janeiro
2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Fevereiro
2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Março 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Abril 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Maio 2005 + + + Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Junho 2005 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
115
Tabela de decisão. Estação Amostral #D.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Julho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Agosto
2004 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Setembro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Outubro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Novembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Janeiro
2005 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Fevereiro
2004 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Março 2005 + + - Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Abril 2005 + + - Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas o
Maio 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Junho 2005 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
116
Tabela de decisão. Estação Amostral #E.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Julho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Agosto
2004 - + -
Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Setembro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Outubro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Novembro
2004 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Janeiro
2005 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Fevereiro
2005 - + -
Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Março 2005 + - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Abril 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Maio 2005 - + + Tóxicos que não foram dosados podem estar
causando degradação ao meio
Junho 2005 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
117
Tabela de decisão. Estação Amostral #F.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Julho 2004 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Agosto
2004 - - -
Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Setembro
2004 + + +
Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Outubro
2004 + - -
Contaminantes não estão biodisponíveis
Novembro
2004 + - -
Contaminantes não estão biodisponíveis
Janeiro
2005 - - -
Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Fevereiro
2005 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Março 2005 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Abril 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Maio 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Junho 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
118
Tabela de decisão. Estação Amostral #G.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Julho 2004 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Agosto
2004 - + -
Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Setembro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Outubro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Novembro
2004 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Janeiro
2005 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Fevereiro
2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Março 2005 - + + Tóxicos que não foram dosados podem estar
causando degradação ao meio
Abril 2005 + + - Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Maio 2005 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Junho 2005 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
119
Tabela de decisão. Estação Amostral #H.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - + - Certos contaminantes podem não ter sido
dosados ou existem outras condições com
potencial para provocar degradação
Julho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Agosto
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Setembro
2004 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Outubro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Novembro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Janeiro
2005 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Fevereiro
2005 - - +
Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Março 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Abril 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Maio 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Junho 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
120
Tabela de decisão. Estação Amostral #I.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Julho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Agosto
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Setembro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Outubro
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas Novembro
2004 - - -
Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Janeiro
2005 + - +
Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Fevereiro
2005 - - -
Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Março 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Abril 2005 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
Maio 2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Junho 2005 - - - Forte evidência de que não existe degradação
provocada por contaminação
121
Tabela de decisão. Estação Amostral #J.
Situação Contaminação Toxicidade Bentos Possíveis Conclusões
Junho 2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Julho 2004 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Agosto
2004 + + -
Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Setembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Outubro
2004 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Novembro
2004 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Janeiro
2005 + + +
Fortes evidências de degradação induzida por
poluição
Fevereiro
2005 + - - Contaminantes não estão biodisponíveis
Março 2005 - - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
Abril 2005 + + - Produtos químicos tóxicos estão impactando o
ambiente, mas em um nível que anda não se fez
sentir nas comunidades bentônicas
Maio 2005 + - + Produtos tóxicos não estão biodisponíveis ou
alterações no bentos não são devidas a
presença de contaminantes no meio
Junho 2005 + - + Alteração não é devida a presença de tóxicos no
meio, podendo ser efeito de interações entre
espécies e/ou outros fatores
122
ANEXOS
123
ANEXO 1 – Defensivos agrícolas utilizados na cultura do fumo, segundo AENDA
e Ministério da agricultura, Pecuária e Abastecimento.
Nome Comercial Nome Comum
Grupo Químico
Ação AENDA MAPA
ACEFATO FERSOL, AQUILA, AVANT,
CEFANOL, ORTHENE, PLENTY, EVOLUTION
acefato organofosforado
Acaricidas/Inseticidas X X
GACHON acetato de (Z,E)-9,12-
tetradecadienila
acetato insaturad
o
Feromônio sintético X X
BAC-CONTROL, THURICIDE, DIPEL
WP
Bacillus thuringiensis
biológico Inseticida Microbiológico
X X
BULLDOCK beta-ciflutrina
piretróide Inseticidas X X
BRIGADE bifentrina piretróide Acaricidas/Formicidas/Inseticidas
X X
BROMEX, FUMIBROMO,
DICHEM BROMO
brometo de metila
alifático halogena
do
Formicidas/Fungicidas/Herbicidas/Inseticid
as/Nematicidas
X X
AMEX butralina dinitroanilina
Herbicidas/Reguladores de Crescimento
X X
CARBORAN FERSOL, FURADAN, RALZER,
DIAFURAN, FURACARB, MARSHAL
carbofurano metilcarbamato de benzofura
nila
Acaricidas/Cupinicidas/Inseticidas/Nematici
das
X X
carbosulfano metilcarbamato de benzofura
nila
Acaricidas/ Inseticidas/ Nematicidas
X
BAYTROID ciflutrina piretróide Inseticidas X X CONFIDOR ciflutrina +
imidacloprido
piretróide Formicidas/Inseticidas
X X
CIPERTRIN, CYPTRIN, NOR-TRIN,
cipermetrina X
cletodim oxima ciclohexanodiona
Herbicidas X
FOCUS WP clodianidina X GAMIT clomazona isoxazolid
inona Herbicidas X X
LORSBAN, NUFOS, VEXTER
clorpirifós X
CLORPIRIFÓS FERSOL
clorpirifós X
Clotianidina neonicotinóide
Inseticidas X
ROYALTAC decanol álcool Reguladores de X X
124
alifático Crescimento DECIS deltametrina piretróide Formicidas/Inseticida
s X X
SUMIDAN esfenvalerato
piretróide Inseticidas X X
TREBON etofenproxi éter difenílico
Inseticidas X X
fenoxaprope-etílico
ácido ariloxifenoxipropiô
nico
Herbicidas X
LEBAYCID fentiona organofosforado
Acaricidas/Cupinicidas/Formicidas/Inseticid
as
X
FUSILADE fluazifop-P-butílico
ácido ariloxifenoxipropiô
nico
Herbicidas X X
PRIMEPLUS flumetralina dinitroanilina
Reguladores de Crescimento
X X
DEGESCH ALUPHOS, FERTOX, GASTOXIN,
GASTOXIN-B, PHOSTEK
fosfeto de alumínio
inorgânico
precursor de fosfina
Cupinicidas/Formicidas/Inseticida
fumigante
X X
DEGESCH-FUMICEL, DEGESCH-
FUMISTRIP, FERMAG, GASTION
fosfeto de magnésio
inorgânico
precursor de fosfina
Cupinicidas/Formicidas/Inseticida
fumigante
X X
glifosato glicina substituíd
a
Herbicidas X
hidrazida malêica
piridazinadiona
Reguladores de Crescimento
X
hidróxido de cobre
inorgânico
Bactericidas/ Fungicidas
X
CONFIDOR, EVIDENCE
imidacloprido
neonicotinóide
Inseticidas X X
ROVRAL iprodiona dicarboximida
Fungicidas X X
POSITRON DUO iprovalicarbe + propinebe
carbamato
Fungicidas X X
KARATE, KARATE ZEON
lambda-cialotrina X
MANCOZEB, MANZATE, PERSIST,
DITHANE NT
mancozebe alquilenobis(ditiocarbamato
)
Acaricidas/Fungicidas
X X
RIDOMIL mancozebe + metalaxil-M X CUPROZEB mancozebe + oxicloreto de cobre X
BUNEMA metam-sódico
X
MESUROL metiocarbe isotiocianato de metila
(precursor de)
Formicidas/Fungicidas/Herbicidas/Inseticid
as/Nematicidas
X X
125
ROYAL MHhidrazida malêica X DEVRINOL napropamida alcanami
da Herbicidas X X
COBRE ATAR BR óxido cuproso
inorgânico
Bactericidas/ Fungicidas
X X
HERBADOX pendimetalina
dinitroanilina
Herbicidas X X
CORSAIR, POUNCE, TALCORD, VALON
permetrina piretróide Formicidas/ Inseticidas
X X
ANTRACOL propinebe alquilenobis(ditiocarbamato
)
Fungicidas X X
PLANTACOL quintozeno cloroaromático
Fungicidas X X
BIO SERRICO, MONITRAP,
SERRICORNIN FERSOL
serricornim cetona alifática
Feromônio sintético X X
POAST setoxidim oxima ciclohexanodiona
Herbicidas X X
sulfato de cobre
inorgânico
Bactericidas/ Fungicidas
X
BORAL sulfentrazona
triazolona Herbicidas X X
ACTARA tiametoxam neonicotinóide
Inseticidas X X
ACTARAPLUS tiametoxam + cipermetrina X triflumurom
BIO HELIOTHIS Z-11-hexadecenal
+ (Z)-9-hexadecenal
benzoiluréia
Inseticidas X X
(Z)- 11- Hexadecenal
aldeído Feromônio sintético X
(Z)-9-Hexadecenal
aldeído Feromônio sintético X
Disponível em:
AENDA – Associação Brasileira dos Defensivos Agrícolas
http://aenda.org.br/catalogo06.htm.
Acesso em: 26/01/07.
Ministério da agricultura, Pecuária e Abastecimento. Sistema de Agrotóxicos Fitossanitarios http://extranet.agricultura.gov.br/agrofit_cons/principal_agrofit_cons Acesso em: 17/07/07.
