UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA INSTITUTO DE ......A lenda viva chamada Marcos de Almeida. Aquele que me socorreu nos momentos de desespero, que ajudou no entendimento dos processos

UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA

INSTITUTO DE GEOCIÊNCIAS

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM GEOQUÍMICA:

PETRÓLEO E MEIO AMBIENTE

ADRIELLE BEATRICE DO Ó MARTINS

BIOACUMULAÇÃO DE HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS

(HPAs) NO BIVALVE Crassostrea rhizophorae: ENSAIOS LABORATORIAIS E

APLICAÇÃO AMBIENTAL

Salvador

2019

ADRIELLE BEATRICE DO Ó MARTINS

BIOACUMULAÇÃO DE HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS

(HPAs) NO BIVALVE Crassostrea rhizophorae: ENSAIOS LABORATORIAIS E

APLICAÇÃO AMBIENTAL

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Geoquímica: Petróleo e Meio Ambiente, da Universidade Federal da Bahia, como requisito para a obtenção do título de Mestre em Geoquímica do Petróleo e Ambiental

Orientadores: Profª Drª Ana Cecília Rizzatti de Albergaria Barbosa e Prof. Dr. Ícaro Thiago Andrade Moreira

Salvador

2019

AGRADECIMENTOS

Primeiramente, gostaria de agradecer ao Universo por todas as chances que me

ofereceu pra que eu evoluísse como pessoa e profissional.

Ao meu pai, Almir, por ser minha maior motivação para evoluir sempre. À minha

mãe, Marli, por acreditar e confiar tanto em mim. À Ivone, por me incentivar a cada

vez que me sentia abalada. Às minhas irmãs, Adriane e Mavi, por serem motivos de

alegrias diárias. À minha família, em especial minhas primas Lari e Ionara, que tanto

acreditam no meu potencial!

A Luciano por toda a paciência, por não soltar a minha mão em todos os

momentos. Obrigada por estar comigo na alegria e na tristeza, na agonia e na

calmaria, no Excel e no Word. Não existem palavras pra agradecer o seu suporte,

amo você!

Agradecimento infinito aos meus orientadores Ana Cecília e Ícaro. Ao Ícaro por

toda confiança, incentivo desde a Universidade, acompanhando toda a minha

graduação e mestrado. Agradeço por tanto conhecimento compartilhado! À Ana por

ser um ser humano incrível, dotado de sabedoria ímpar e que não se limita em

compartilhar e ensinar. Saiba que aprendo a ser uma profissional e ser humano

melhor com você!

Gratidão a Gisele, Naná e Cícero da POSPETRO e ao corpo técnico do

LEPETRO – Sarinha, Lili, Carol, Larissa, Jorginho, Jean, Juci, Rui e Alex - que me

ajudaram tanto no experimento, nas análises, com sondas paramétricas e

conhecimento compartilhado!

A lenda viva chamada Marcos de Almeida. Aquele que me socorreu nos

momentos de desespero, que ajudou no entendimento dos processos analíticos e

interpretações geoquímicas. Obrigada por ser tão humilde, amoroso e inteligente!

Agradeço também ao Márcio por toda a paciência para me explicar os fundamentos

estatísticos, mesmo com seu doutorado em andamento.

Aos meus amigos de bancada e de vida Lua, Guilherme (vulgo: IC perfeito),

Milton, Isadora, Arthurito (você foi essencial) e July! Sem vocês nem metade dessas

análises seria realizada, meu agradecimento infinito pelas tardes compartilhadas e

sorrisos trocados! A Gel, Tuane, Sâmara e Carol por acreditarem tanto no meu

potencial!

Gratidão a Vanessa Hatje, pela cessão das amostras da Baía de Todos os

Santos e a Brunno Falcão, da Bahia Pesca, por ter sido fundamental na construção

dos sistemas experimentais e aquisição das ostras para experimentação.

Este projeto foi desenvolvido no âmbito do Programa de Pós-Graduação em

Geoquímica: Petróleo e Meio Ambiente (POSPETRO, Universidade Federal da

Bahia) sob o apoio da Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível

Superior - CAPES. O financiamento dos materiais consumíveis foi realizado através

de projetos aprovados pelo Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e

Tecnológico (CNPq; MCTI / CNPq / CT-BIOTEC nº 30/2013) e pela Fundação de

Amparo à Pesquisa do Estado da Bahia (FAPESB; Projeto 9017/2014). Os

equipamentos usados no presente trabalho foram adquiridos através de projetos

aprovados na Pró-Reitoria de Pesquisa, Criação e Inovação da Universidade

Federal da Bahia (PROPCI-PROPG/UFBA - 04/2014 – PRODOC/UFBA edital nº

014/2014) e na FAPESB (FAPESB, CNV0005/2013; CNV0025/2013). A FAPESB

também financiou as bolsas de mestrado de Adrielle Beatrice do Ó Martins.

RESUMO

Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) são compostos tóxicos, cujas principais fontes para o meio ambiente são antrópicas. Dentre estas, podemos citar os derrames de petróleo/derivados e a deposição atmosférica de compostos formados pela queima de combustíveis fósseis. Estudos de contaminação por HPAs têm sido realizados em diversas matrizes, incluindo a biológica. Uma das classes de organismos utilizada são os bivalves, como a espécie Crassostrea rhizophorae. Esta, além de ser usada na alimentação humana, apresenta ampla distribuição geográfica, é séssil e fácil de amostrar. Além disso, ela tem capacidade de filtrar 10 L de água por hora, concentrando os contaminantes presentes no local onde é encontrada. Essas características fazem dessa espécie um organismo sentinela. Uma vez que os bivalves têm sido amplamente usados em estudos de biomonitoramento, é importante a realização de testes laboratoriais a fim de verificar o comportamento de sua bioacumulação frente à presença de um contaminante. O presente trabalho teve como objetivo avaliar a capacidade de bioacumulação de HPAs por Crassostrea rhizophorae, através da execução de dois estudos. O primeiro tem como objetivo avaliar, em escala experimental, o comportamento da bioacumulação das ostras expostas a diferentes concentrações de um óleo de composição conhecida e o segundo avaliou a concentração de HPAs bioacumulados por ostras coletadas na Baía de Todos os Santos.

Palavras-Chave: testes laboratoriais; bioacumulação; HPAs; petróleo, baía de Todos os Santos.

ABSTRACT

Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) are toxic compounds whose main sources for the environment are anthropogenic. These include oil spills/by-products and the atmospheric deposition of compounds formed by the burning of fossil fuels. Studies of contamination by PAHs have been carried out in several matrices, including biological ones. One of the classes of organisms used are bivalves, such as the species Crassostrea rhizophorae. This, besides being used in human food, presents wide geographical distribution, is sessile and easy to sample. In addition, it has the capacity to filter 10 L of water per hour, concentrating the contaminants present in the place where it is found. These characteristics make this species a sentinel organism. Since bivalves have been widely used in biomonitoring studies, it’s important to perform laboratory tests to verify the behavior of their bioaccumulation in the presence of a contaminant. The present work had as objective to evaluate the capacity of bioaccumulation of PAHs by Crassostrea rhizophorae, through the execution of two studies. The first one aims to evaluate, on an experimental scale, the bioaccumulation behavior of oysters exposed to different concentrations of an oil of known composition and the second evaluated the concentration of bioaccumulated HPAs by oysters collected in the Todos os Santos Bay.

Keywords: laboratory tests; bioaccumulation; PAHs; petroleum; Todos os Santos bay.

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO 9

2. OBJETIVOS 12

3. MATERIAIS E MÉTODOS 13

4. BIOACUMULAÇÃO DE HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS

AROMÁTICOS (HPAS) EM MOLUSCO BIVALVE Crassostrea rhizophorae

DURANTE EXPOSIÇÃO A PETRÓLEO BRUTO 14

4.1 INTRODUÇÃO 15

4.2 MATERIAIS E MÉTODOS 19

4.2.1 Desing experimental 19

4.2.2 Análises dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos nas matrizes

aquosa, sedimentar e na biótica 21

4.2.3 Cálculos do Fator de Bioconcentração, Fator de Bioaocumulação, Fator

de Bioacumulação Biota-Sedimento e Razão Água-Sedimento 24

4.3 RESULTADOS E DISCUSSÕES 25

4.3.1 Fatores físico-químicos dos sistemas experimentais e lipídios em ostras 25

4.3.2 Concentração de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos nos tecidos

das ostras, águas e sedimentos 26

4.3.3 Comportamento de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos de alta

massa molecular e baixa massa molecular nas matrizes 32

4.3.4 Fator de Bioacumulação, Fator de Acumulação Biota-Sedimento e

Razão Água-Sedimento 37

4.4 CONCLUSÃO 42

5. CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DE HIDROCARBONETOS

POLICÍCLICOS AROMÁTICOS EM OSTRAS DA BAHIA DE TODOS OS

SANTOS (BAHIA, BRASIL) 43

6. CONCLUSÃO GERAL 63

REFERÊNCIAS 64

APÊNDICE A 83

APÊNDICE B 92

9

1. INTRODUÇÃO

Um dos recursos não-renováveis mais usados no dia a dia da atual sociedade

moderna é o petróleo. Este é uma substância amplamente empregada nos mais

variados setores de produção, servindo como combustível na produção de energia

elétrica, na indústria e no transporte. Ele também atua como matéria prima para

produção de plásticos e outros materiais (CLIFON, 2014); estando presente em

produtos cosméticos, farmacêuticos, de limpeza doméstica, etc. Apesar de sua

grande importância e aplicação, ecossistemas localizados próximos às áreas de

extração, processamento, distribuição e rotas de transporte do óleo, estão altamente

susceptíveis aos impactos diretos e indiretos ocasionados por essas atividades

(CLIFON, 2014).

Atualmente, estima-se que sejam produzidos cerca de 80 milhões de barris deste

óleo por dia (EIA, 2018), sendo que a maioria é transportada por rotas marítimas. No

Brasil, ela se intensificou a partir do século XXI, com a descoberta do pré-sal

(RODRIGUES; SUSLICK, 2009; LIMA; LIMA, 2017). Operações de exploração,

transporte de óleo e atividades cotidianas de embarcações podem ocasionar

derrames de óleo (de pequenas ou de grandes proporções) no ambiente marinho.

Um dos maiores exemplos de acidente desse tipo registrado é a da plataforma de

petróleo Deepwater Horizon (BP), ocorrido no Golfo do México, em 2010. Estima-se

que, através desse desastre, houve o derramamento de cerca de 700.000 m3 de

óleo ao longo de três meses (PEREZ-UMPHREY et al., 2018), gerando morte de

aves, tartarugas, mamíferos marinhos e demais organismos. Outro grande acidente

é o que ocorreu com o Ixtoc, em 1979, também no Golfo do México, com o derrame

de 457.000 a 1.400.000 toneladas de óleo na região (TEAL; HOWARTH; 1984). Há

ainda o acidente com o navio Exxon Valdez, no Alasca (1989), que derramou em um

ambiente pristino, cerca de 41 milhões de litros de óleo (BRAGG et al., 1994). Outro

exemplo conhecido é com o Navio Amoco Cadiz, que derramou cerca de 250.000

toneladas de óleo na Baía de Morlaix (TEAL; HOWARTH, 1984).

Os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) são uma das classes de

compostos encontradas na composição do petróleo. Eles são formados por dois ou

10

mais anéis benzênicos condensados e têm recebido atenção da comunidade

científica devido às suas características tóxicas (LI et al., 2017). Suas principais

fontes aos sistemas costeiros são as atividades antropogênicas, como

derramamento de óleos e seus derivados; a deposição de compostos provindos da

queima parcial de combustíveis fósseis; e a descarga de efluentes domésticos e

industriais (MARTINS et al., 2011; ABREU-MOTA et al., 2014; SANDRINI-NETO,

2016). De maneira geral, os HPAs podem ser divididos em dois principais grupos:

petrogênicos (presentes na composição do petróleo e de seus subprodutos) ou

pirogênicos (formados a partir da queima incompleta da matéria orgânica;

PAMPANIM; SYDNES, 2013). Para propósito de monitoramento ambiental, a

Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA) fez uma lista de 16

HPAs considerados como poluentes prioritários (PERRICHON et al. 2016).

Organismos bivalves têm sido amplamente estudados e utilizados como

ferramenta de monitoramento ambiental em sistemas marinhos (ZUYKOV et al.,

2013). Estes apresentam algumas vantagens em relação a outros grupos biológicos

uma vez que são sésseis e de fácil amostragem (BORJA et al., 2000; JOYCE et al.,

2015). Eles também são organismos que se alimentam por filtração. Assim, os

bivalves têm capacidade de concentrar em seus tecidos, através do processo de

bioacumulação, os contaminantes presentes no meio em que vivem (ZUYKOV et al.,

2013). Além disso, possuem vasta distribuição geográfica; estão presentes no

ambiente ao longo de todo o ano; e respondem às variações das concentrações dos

contaminantes biodisponíveis no meio (REZENDE; LACERDA, 1986; DOURADO,

2013). Essas características fazem com que moluscos bivalves sejam tidos como

organismos sentinelas em atividades de biomonitoramento e estudos de

contaminação em ambientes aquáticos (LEÓN et al. 2013).

Crassostrea rhizophorae é uma espécie de ostra usada para consumo humano.

Ela encontra-se amplamente distribuída ao longo da costa oeste tropical do Oceano

Atlântico (do Caribe ao Brasil) (AGUIRRE-RUBÍ et al., 2018), principalmente nas

raízes das árvores de manguezal (NASCIMENTO et al., 1998; WALLNER-

KERSANACH et al., 2000; MONSERRAT et al., 2002; REBELO et al., 2003;

11

SILVA et al., 2005). Organismos pertencentes a esta espécie têm a capacidade de

filtrar até 10 L de água por hora. Eles respondem ao estado de degradação da

região onde se encontram, podendo ser encontrados tanto em ambientes limpos

como naqueles contaminados (AGUIRRE-RUBÍ et al., 2018). As características

biológicas da C. rhizophorae, junto à facilidade de se amostrar organismos em

diversas classes de tamanho, fazem que esta espécie seja amplamente usada em

estudos de biomonitoramento (VAISMAN et al., 2005; ZANETTE et al., 2006;

RAMDINE et al., 2012; WANICK et al., 2012; KANHAI et al., 2015; SOUZA et

al., 2018; AGUIRRE-RUBÍ et al., 2018). Assim, é importante a realização de testes

laboratoriais a fim de se verificar a resposta dos espécimes de C. rhizophorae à

bioacumulação de HPAs frente à contaminação.

12

2. OBJETIVOS

O objetivo principal do presente estudo foi avaliar, através de ensaios

laboratoriais e de avaliação ambiental, a bioacumulação de Hidrocarbonetos

Policíclicos Aromáticos (HPAs) pelo molusco bivalve Crassostrea rhizophorae.

Os objetivos específicos desse projeto são:

• Avaliar as concentrações de HPAs nas ostras expostas ao óleo bruto

durante períodos pré-determinados, verificando a acumulação desses

compostos ao longo do tempo;

• Avaliar as concentrações de HPAs nas águas dos sistemas experimentais

durante períodos pré-determinados, verificando a solubilização desses

compostos ao longo do tempo;

• Avaliar as concentrações de HPAs no sedimento dos sistemas

experimentais durante períodos pré-determinados, verificando a deposição

dos compostos ao longo do tempo;

• Determinar as relações de concentração dos HPAs com o fator de

bioacumulação do molusco bivalve, fator de acumulação biota-sedimento e

razão água/sedimento;

• Avaliar a eliminação do contaminante pela ostra;

• Avaliar a biodisponibilidade de HPAs para Baía de Todos os Santos

através do uso de amostras de ostras coletadas na região de Madre de

Deus e nos estuários do Paraguaçu e Jaguaripe;

• Verificar as principais fontes de HPAs para a Baía de Todos os Santos;

• Avaliar a qualidade das ostras coletadas ao longo das áreas de estudo,

verificando se estas encontram-se apropriadas para consumo.

13

3. MATERIAIS E MÉTODOS

A presente dissertação está apresentada na forma de dois artigos, sendo estes:

➢ Bioacumulação de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) em

molusco bivalve Crassostrea rhizophorae durante exposição a petróleo bruto: este

deverá ser submetido à Environmental Pollution;

➢ Concentração e distribuição de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos em

ostras da Bahia de Todos os Santos (Bahia, Brasil): este deverá ser submetido como

baseline à Marine Pollution.

Os Materiais e Métodos referentes a cada artigo estão descritos nos capítulos

referentes a eles. A formatação geral dessa dissertação segue as normas

estabelecidas pela Resolução do Programa de Pós-Graduação em Geoquímica:

Petróleo e Meio Ambiente (Pospetro) de nº 01/2012.

14

4. BIOACUMULAÇÃO DE HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS

AROMÁTICOS (HPAS) EM MOLUSCO BIVALVE CRASSOSTREA

RHIZOPHORAE DURANTE EXPOSIÇÃO A PETRÓLEO BRUTO

Adrielle Beatrice do Ó Martins

Autor correspondente: [email protected], +55 (71) 9 9150-8572

Programa de Pós Graduação em Geoquímica: Petróleo e Meio Ambiente

(POSPETRO), Av. Adhemar de Barros, s/n. - Ondina CEP 40170-110 – Salvador –

BA – Brasil.

LEPETRO – Instituto de Geociências, Universidade Federal da Bahia, Rua

Barão de Jeremoabo, s/n - Campus Ondina, 40170-020 - Salvador - BA – Brasil.

Laboratório de Geoquímica Marinha - Instituto de Geociências - Universidade

Federal da Bahia - Rua Barão de Jeremoabo, s/n, 40170-020 – Salvador – BA –

Brasil.

Arthur Henrique Silva de Assis



Brasil. [email protected]

Ícaro Thiago Andrade Moreira



BA – Brasil.

Universidade Salvador – UNIFACS, Escola de Arquitetura, Engenharia e

Tecnologia da Informação (EAETI), Av. Tancredo Neves - Caminho das Árvores,

Salvador – BA – Brasil [email protected]

mailto:[email protected]



15

Ana Cecília Rizzatti de Albergaria Barbosa



BA – Brasil.




RESUMO

Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) são contaminantes ambientais, cujas principais fontes para o meio ambiente são antrópicas. Estudos de contaminação por HPAs têm sido realizados em diversas matrizes, incluindo a biológica. Bivalves são amplamente utilizados nesses estudos por serem sésseis, fáceis de amostrar e possuírem ampla distribuição geográfica. É importante a realização de testes laboratoriais para verificação do comportamento da bioacumulação frente à presença deste contaminante. O presente estudo objetivou avaliar a capacidade de bioacumulação de HPAs por Crassostrea rhizophorae expostas a petróleo bruto. Ensaios laboratoriais foram realizados em aquários contendo 0,1, 0,2 e 0,3 mg L-1 de petróleo (SE0.1, SE0.2 E SE0.3, respectivamente). Foram amostradas as ostras, os sedimentos e as águas usadas nos experimentos em diferentes períodos de tempos (7, 14, 21 e 35 dias). Fatores de Bioacumulação variaram de 2,14 a 444 para SE0.1; 1,09 a 329 para SE0.2; e 0,07 a 334 para SE0.3. Os Fatores de Acumulação Biota-Sedimento variaram entre 1,06 a 4,29 para SE0.1; 0,67 a 5,80 para SE0.2; e 0,49 a 10,20 para SE0.3. O processo de bioacumulação da ostra Crassostrea rhizophorae foi condicionado à biodisponibilidade do contaminante em água, sendo pouco influenciada pelo sedimento nas características testadas. A capacidade de eliminação (excreção ou depuração) é diretamente ligada à menor disponibilidade do contaminante na água.

Palavras-chave: petróleo, ostras, ensaio laboratorial, contaminação.

4.1 INTRODUÇÃO

Um dos recursos não-renováveis mais usados na atual sociedade moderna é o

petróleo. Este é uma substância amplamente empregada nos mais variados setores

de produção, servindo como combustível na produção de energia elétrica, na

indústria e no transporte. Apesar de sua grande importância e aplicação,

ecossistemas localizados próximos às áreas de extração, processamento,


16

distribuição e rotas de transporte do óleo estão altamente susceptíveis aos impactos

diretos e indiretos ocasionados por essas atividades (CLIFON, 2014). Essas

atividades podem ocasionar derrames de óleo (de pequenas ou grandes

proporções) no ambiente marinho. Um dos maiores exemplos de acidente desse tipo

registrado é a do Deepwater Horizon (BP), ocorrido no Golfo do México, em 2010.

Estima-se que, através desse desastre, houve o derramamento de cerca de 700.000

m3 de óleo ao longo de três meses (PEREZ-UMPHREY et al., 2018), gerando morte

de aves, tartarugas, mamíferos marinhos e demais organismos.

Os Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) são uma das classes de

compostos presentes na composição do petróleo. A maioria das moléculas de HPAs

possui elevada toxicidade, podendo apresentar propriedades carcinogênicas,

mutagênicas, genotóxicas e imunotóxicas (DOUBEN, 2003; FENT, 2004; PATIN,

1999; GUO et al., 2011). Trabalhos como os desenvolvidos com bivalves por

Giannanpas et al. (2012) e Martins et al. (2013) apontam que existe perturbação ao

estado de saúde de bivalves mesmo quando os HPAs encontram-se em

concentrações baixas, afetando imonulogicamente e genotixicamente esses

organismos. Uma vez que a ocorrência de HPAs nos ambientes naturais representa

um risco aos seres humanos e aos organismos a eles expostos, há uma

necessidade constante de estudar a distribuição desses compostos em ambientes

naturais (GUO et al., 2011).

Organismos marinhos podem absorver os contaminantes presentes em um meio

através de seu contato com o sedimento, material particulado em suspensão, coluna

d’água ou através do suprimento alimentar (LIVINGSTONE, 1993; LAFFON et al.

2006). A bioacumulação é definida como o processo de absorção de substâncias

químicas do meio ambiente por organismos através da ingestão de alimentos,

assimilação dérmica ou transporte respiratório no ar ou na água (MacKAY et al.,

2013). Dentre os organismos usados como matrizes em estudos de

biomonitoramento, os bivalves têm recebido destaques, devido às suas

características como organismos sentinela (ZUYKOV et al., 2013). Estes organismos

são filtradores, sésseis, de fácil amostragem e geralmente apresentam grande

17

distribuição geográfica (BORJA et al., 2000; ZUYKOV et al., 2013; JOYCE et al.,

2015). Além disso, os moluscos podem representar uma fonte de contaminação aos

seres humanos, uma vez que servem de fonte de alimento a estes. Dessa forma,

muitos Programas e Agências de monitoramento têm usado moluscos bivalves para

avaliar a biodisponibilidade de HPAs em sistemas costeiros. Um exemplo é a

National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) dos Estados Unidos, com

a NOAA’s Mussel Watch Program. Este programa atua, desde 1986, monitorando

águas costeiras quanto aos contaminantes químicos e indicadores biológicos de

qualidade da água através do uso de bivalves (KIMBROUGH et al., 2008). No Brasil,

existe o Programa Nacional de Controle Higiênico-Sanitário de Moluscos Bivalves

(PNCMB). Este programa atua, desde 2012, monitorando ocorrência de agentes

biológicos como patógenos e parasitas, contaminação por agentes químicos, como

pesticidas e metais tóxicos, e a presença de biotoxinas acima dos limites aceitáveis

(BRASIL, 2012).

Um dos bivalves usados em estudos de contaminação por HPAs é a ostra

Crassostrea rhizophorae (TORRES et al. 2012; KANHAI et al. 2015). Esta é uma

espécie eurialina osmoconformadora encontrada em raízes de vegetação de

mangue. Ela encontra-se amplamente distribuída ao longo da costa oeste tropical do

Oceano Atlântico (do Caribe ao Brasil; AGUIRRE-RUBÍ et al., 2018), e tem a

capacidade de filtrar até 10 L de água por hora (NASCIMENTO et al., 1998;

WALLNER-KERSANACH et al., 2000; MONSERRAT et al., 2002; REBELO et al.,

2003; SILVA et al., 2005). Devidos suas características biológicas, e pelo fato delas

serem usadas no consumo humano, C. rhizophorae tem sido considerada como uma

boa espécie biomonitora em estudos de contaminação (VAISMAN et al., 2005;

VALDEZ et al., 2007; RAMDINE et al., 2012; SOUZA et al., 2018; AGUIRRE-RUBI et

al., 2018).

A distribuição dos hidrocarbonetos no tecido dos bivalves condiciona-se a

fatores externos, como a disponibilidade desses compostos em função de

parâmetros físico-químicos e a proximidade de fontes poluidoras (LEÓN et al.,

2013). A fisiologia dos animais, como metabolismo e excreção, determina a

18

extensão da acumulação dos compostos assimilados (PREST et al.,1995). Modelos

diferentes têm sido usados para estudar a biodisponibilidade e a bioacumulação de

contaminantes em moluscos (BAUMARD et al., 1999). Dentre eles, pode-se destacar

o desenvolvimento de ecossistemas experimentais (GUANGUO, 1990; GUSMÃO,

2004). Esses têm como vantagem o controle de algumas variáveis, gerando

respostas mais claras em relação à bioacumulação. Estudos da exposição de ostras

e mexilhões aos HPAs totais (FROUIN et al., 2007; BAUSSANT et al., 2011),

benzo[a]pireno (KAMEL et al., 2012), diesel (LÜCHMANN et al., 2011) e pireno

(BUSTAMANTE et al., 2012) mostram o grande potencial da bioacumulação desses

contaminantes em bivalves e o uso desses organismos como biomonitores na

avaliação de contaminação por petróleo.

O Fator de Bioacumulação (FBA) é essencial para avaliar os riscos de

contaminantes persistentes no meio ambiente, o que é particularmente relevante

para espécies consumidas por seres humanos (FICK et al., 2010; DI POI et al.,

2016). Seu conhecimento é pertinente, pois, com base nessa informação, é possível

compreender sobre a acumulação em longo prazo nos organismos

(RAMACHANDRAN et al., 2004; MILINKOVITCH et al., 2011), além de considerar as

exposições dietéticas, dérmicas e respiração (WEISBROD et al., 2007). Outra razão

de importante avaliação é o Fator de Acumulação Biota-sedimento (FABS), pois

relaciona os valores de contaminação sedimentar com a biótica (CACCIATORE et

al., 2018). De acordo com Harrad e Smith (1997), mesmo o FBA sendo uma forma

mais completa de avaliação da concentração livremente disponível de contaminante

ao qual um organismo é exposto, a abordagem do FABS é de interesse, pois leva

em consideração a fração mais hidrofóbica dos contaminantes, podendo atuar como

um complemento das análises relativas ao FAB.

O objetivo do presente trabalho foi verificar a bioacumulação, ao longo do tempo,

de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos por ostras da espécie Crassostrea

rizhophorae expostas a diferentes concentrações de um petróleo de composição

conhecida.

19

4.2 MATERIAIS E MÉTODOS

4.2.1 Desing experimental

O experimento foi realizado em aquários (50 x 30 x 40 cm) contendo 15

indivíduos de Crassostrea rizhophorae. O sedimento e a água utilizada nos

experimentos foram coletados no município de Vera Cruz, na foz do rio Jaguaripe,

região isolada da Ilha de Itaparica (Bahia). Essa área encontra-se relativamente

preservada (CELINO et al., 2010). As concentrações de HPAs encontradas nessas

matrizes estão expostas no APÊNDICE A (Tabela A1). Os espécimes de

Crassostrea rhizophorae usados no experimento, para manterem os padrões

requeridos para os ensaios de bioacumulação E1022 (ASTM, 1994), foram

adquiridos no criadouro do quilombo Kaonge, Cachoeira (BA), em parceria com a

Bahia Pesca (Governo do Estado da Bahia). Estes espécimes estavam em idade

jovem, com tamanho variando entre 40 a 70 mm do bordo da válvula distal a ponta

do umbo. Os moluscos adquiridos foram transportados para o Laboratório de

Estudos do Petróleo (Lepetro) da Universidade Federal da Bahia (UFBA), sendo

colocados em depuração por 14 dias, diminuindo o estresse e sendo observados

danos físicos, morte, doenças e parasitas externos que eles podiam ter. Durante

este período, os organismos foram deixados nos sistemas experimentais sem a

contaminação por petróleo e foram alimentados com uma mistura concentrada de

fitoplâncton marinho verde e marrom com tamanho variável entre 1,0 e 20 mm (Reef

PhytoPlancton, Seachem). As concentrações de HPAs nas ostras usadas durante o

ensaio foram analisadas e encontram-se no APÊNDICE A, tabela A1.

Para simular os derrames usou-se um óleo médio, da Bacia de Campos (Rio de

Janeiro, Brasil), do poço P-032, com densidade 0,90 g mL-1, e grau API 24,9. As

concentrações de HPAs deste óleo estão no APÊNDICE A (Tabela A2). Nos

ensaios, foram usadas três concentrações de petróleo bruto distintas, sendo elas:

0,10, 0,20 e 0,30 g L-1 (óleo/água), em sistemas nomeados como Sistema

Experimental 0.1 (SE0.1), Sistema Experimental 0.2 (SE0.2) e Sistema Experimental

0.3 (SE0.3), respectivamente. Esse material foi dispensado sobre os sistemas

experimentais, reproduzindo em microescala um derramamento de óleo. Os

20

organismos ficaram expostos por um período de 7, 14, 21 e 35 dias. Houve ainda a

montagem de um Sistema Experimental onde não houve exposição ao óleo,

funcionando como controle (SEC). Um resumo desse experimento pode ser

observado na Figura 4.1. Todos os sistemas experimentais tinham bombas de

aeração com vazão de 60 L h-1 para a manutenção da taxa mínima de oxigênio

necessária para os bivalves e para a promoção da turbulência e dinâmica superficial

da água. Os sistemas experimentais possuíam redes de sustentação para as ostras

permanecerem na coluna d’água.

Figura 4.1 - Desenho dos sistemas experimentais. Cada aquário continha: sedimento (em marrom), água (em azul), 15 indivíduos de Crassostrea rizhophorae (sobre a rede de sustentação) e uma bomba para aeração (B). O óleo usado nos experimentos está representado em preto, sendo ele usado em 3 concentrações diferentes (0,1; 0,2 e 0,3 g L

-1 óleo/água), ficando as ostras expostas a

este óleo pelo período de 7, 14, 21 e 35 dias. Um aquário controle foi utilizado para avaliação de possíveis contaminações.

Elaboração: Autora, 2019.

Medidas das concentrações de oxigênio dissolvido (OD), temperatura,

salinidade, pH e amônia foram realizadas (APÊNDICE A, Tabela A3). Esses

parâmetros foram medidos aproximadamente a cada 7 dias. Análises de OD, pH e

21

temperatura foram feitas através de um Sensor Multiparâmetrico (AK87 - AKSO). As

concentrações de amônia foram determinadas usando-se o método de Kjeldhal

(EMBRAPA, 2009). A salinidade foi medida através de um refratômetro RZ11.

Ressalta-se que durante a realização dos ensaios, houve correção da salinidade

para aproximadamente 25, com água ultrapura (Milli-Q). Essa foi necessária devido

à evaporação da água que ocorreu ao longo do tempo.

Ao longo do experimento houve a morte de um organismo nos aquários SE0.1 e

SE0.2, e de seis organismos no SE0.3. Todos os organismos mortos foram retirados

do sistema para evitar a eutrofização dos mesmos. No experimento não exposto à

contaminação por óleo bruto (controle) não houve mortes.

Após o período estabelecido, os organismos foram retirados dos aquários

através de uma pinça de aço inox. As conchas foram abertas com espátulas e o

tecido mole, foi totalmente retirado, colocado em recipientes de alumínio e

congelado a -18º C até análises. As pinças, espátulas e recipientes de alumínio

usados nesses procedimentos foram lavados com banho Extran (Merck),

descontaminados com diclorometano (DCM, Honeywell, Alemanha, 99,9%) e secos

antes do uso.

4.2.2 Análises dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos nas matrizes

aquosa, sedimentar e na biótica

Toda a vidraria utilizada na extração das amostras foi deixada em banho de

Extran alcalino (Merk, Alemanha) durante pelo menos 8 h. O material foi enxaguado

em água corrente e por fim em água destilada. Após isso, eles foram secos em uma

mufla por aproximadamente 4 h a 400º C, com exceção dos materiais volumétricos,

que foram secos à temperatura ambiente e limpos com n-hexano (HEX, Merk,

Alemanha) e DCM antes do uso. Para analisar compostos-traço, todos os solventes

empregados foram grau pesticida. A sílica (Sílica Gel 60; Merk, Alemanha), a

alumina (Merk, Alemanha) e o sulfato de sódio (Merck, Alemanha) foram aquecidos

a 400º C durante 4 h com a finalidade de eliminar possíveis interferentes orgânicos.

22

Antes da utilização, eles foram ativados em uma estufa a 140º C e resfriados em

dessecador sob vácuo e desativados 5 % com água Milli-Q extraída com DCM.

Para extração e purificação dos HPAs dissolvidos na água presente nos

experimentos, usou-se o método proposto Moreira (2014). Brevemente, em 50 mL

de amostras de água foram adicionados 50 mL de diclorometano e 30 µL de uma

solução de p-terphenyl (2000 µg L-1). Após agitação, as amostras foram deixadas

em repouso, separando o solvente orgânico da água. Esse procedimento foi repetido

três vezes. O extrato final foi concentrado para aproximadamente 1 mL em

evaporador rotativo a vácuo, transferidos para vials e avolumados para 500 µL-1.

Os sedimentos usados no experimento foram liofilizados e homogeneizados. Em

5 g de amostra foram adicionados o 30 µL de p-terphenyl (2000 ng µL-1). Os

sedimentos foram extraídos três vezes com 25 mL de DCM:HEX (1:1; v:v) em

ultrassom (Elmasonic, Alemanha), adicionando-se cobre ativado na solução final

para retirada do enxofre elementar. O extrato foi concentrado em evaporador rotativo

a vácuo (Buchi, Canadá), sendo transferido para um vial, onde o volume final foi

ajustado para 500 µl.

As ostras usadas no experimento foram liofilizadas e homogeneizados em

almofariz com pistilo. Um grama desse homogenato (1 g) foi extraído, após adição

de 30 µL de p-terphenyl (2000 ng µL-1), através de uso de 50 mL DCM:HEX (1:1, v:v)

em microondas (Anton Paar, Áustria). Após a extração, a solução foi concentrada a

1 mL, sendo retirados 10 µL para a determinação de lipídios através do método

gravimétrico. Posteriormente a solução passou por uma etapa de purificação feita

em colunas de vidro contendo 16 g de alumina sobre 8 g sílica, ambas

desativadas 5 %. A eluição foi realizada com 80 mL de mistura DCM:HEX (1:1, v:v).

A solução final foi então concentrada para 500 µL.

As soluções contendo os HPAs extraídos das matrizes aquosas, sedimentares e

das ostras foram injetadas em um cromatógrafo a gás (Agilent 7890B) acoplado a

um espectrômetro de massas (Agilent 5977A) (GC-MS) sob o modo Singular Ion

Monitoring (SIM). A coluna capilar usada foi de sílica (HP- 5MS, 30 m x 250 µm x

0,25 µm de espessura do filme). A temperatura inicial do forno foi de 100° C, com

23

posterior aquecimento de 10° C min-1 até 200° C, permanecendo por 1,5 min,

seguido por 25° C min-1 até 250° C mantido por 2 min, ao fim 5° C min-1 até atingir

300° C. A temperatura da fonte de íons foi de 230° C e do quadrupolo 150° C.

Utilizou-se Hélio de alto grau de pureza como gás de arraste a uma taxa de fluxo de

1 mL min-1. A calibração interna do equipamento, para quantificação dos HPAs, foi

obtida através de cinco pontos com uma mistura dos 16 HPAs prioritários com

concentrações variando entre 10 e 200 μg L-1. O coeficiente (R2) de correlação

aceito para as curvas de calibração foi de 0,995.

O limite de detecção do método (LDM) foi definido pela equação 4.1 (RIBANI et

al., 2004):

Eq. 4.1:

Cc = menor analisada na curva de calibração (ng L-1)

Vc = volume das soluções injetadas (500 µL)

M = massa extraída da amostra (1g para biota, 5g para sedimento)

V = volume extraído da amostra (50 mL para água)

Sendo o LDM 0,05 ng g-1 para biota, 0,001 µg L-1 para água e 0,01 ng g-1 para

sedimento.

A recuperação do p-terphenyl nas amostras de água, sedimento e ostras variou,

respectivamente, 77 a 132 %, 74 a 130 %, de 70 a 130% (APÊNDICE A, tabela A4,

A5 e A6). Para análises de biota e sedimento, amostras branco contendo 1 g de

Na2SO4 calcinado (400º C por 4 h) foram analisadas junto às amostras para avaliar a

presença de contaminação do método aplicado (APÊNDICE A, tabela A4, A5 E A6).

A precisão do método de extração de HPAs em tecido de ostras foi avaliada através

da análise em duplicata de uma amostra de ostras compradas em um mercado

popular de Salvador. O desvio padrão relativo (DPR) das concentrações

encontradas variaram de 0 a 21,8 %, com exceção do Benzo[a]Antraceno (100%)

(APÊNCIDE A, tabela A7).

24

Para também avaliar a precisão e a acurácia deste método, fez-se a análise

dessa mesma amostra de ostra em triplicata, sendo elas fortificadas com 50 uL de

um padrão contendo os 16 HPAs prioritários (2000 ug L-1). O SRD das

concentrações encontradas nessas amostras variou de 3,74 a 12,6. A recuperação

dos compostos variou entre 0,00 e 200 %. Mais de 80% dos compostos ficaram

com valores de recuperação variando entre 70 e 130 %, conforme estabelecido pela

(NOAA, 2014) (APÊNDICE A, tabela A7).

4.2.3 Cálculos do Fator de Bioconcentração, Fator de Bioaocumulação, Fator

de Bioacumulação Biota-Sedimento e Razão Água-Sedimento

Considerando as concentrações de HPAs encontradas nos tecidos das ostras,

no sedimento e na água, calculou-se o Fator de bioacumulação dos compostos em

relação à água (FBA), em relação ao sedimento (Fator de bioacumulação Biota-

Sedimento, FABS) e a Razão água/sedimento (Ra/s) através das seguintes equações

(4.2, 4.3 e 4.4):

Eq. 4.2: FBA = [HPA]ostras/[HPA]água total

FBA = Fator de Bioacumulação

[HPA]ostras = concentração dos HPAs nas ostras expostas ao óleo bruto (ng g-1)

[HPA]água = concentração normalizada dos HPAs na água em função da densidade da água do mar do sistema experimental (ng g-1)

Eq. 4.3: FABS = [HPA]ostras/[HPA]sedimento

FABS = Fator de Bioacumulação Biota-Sedimento

[HPA]ostras = concentração dos HPAs nas ostras expostas ao óleo bruto (ng g-1) [HPA]sedimento = concentração dos HPAs no sedimento do sistema experimental (ng g-

1).

Eq. 4.4: Ra/s = [HPA]água/[HPA]sedimento

R a/s= Razão água-sedimento

25

[HPA]ostras = concentração dos HPAs na água do sistema experimental (µg L-1) [HPA]sedimento = concentração dos HPAs no sedimento do sistema experimental (ng g-1).

4.3 RESULTADOS E DISCUSSÕES

4.3.1 Fatores físico-químicos dos sistemas experimentais e lipídios em ostras

Durante a realização dos ensaios laboratoriais, os valores de salinidade variaram

de 23 a 25, os de pH variaram de 7,3 a 8,2 e os de temperatura variaram de 26,1 a

28,2o C. A concentração de oxigênio dissolvido (OD) nos sistemas variou de 4,0 a

8,1 mg L-1 com exceção de uma das unidades (S0.2, T= 35 dias, Concentração de

óleo = 0,2 mg L-1), onde esse valor chegou a 1,6 mg L-1, sendo ela excluída do

ensaio laboratorial. Os sistemas experimentais estavam livres de amônia durante

todo o experimento.

As concentrações de lipídios nas ostras variaram de 5 a 12 % (Tabela 4.1). Os

maiores teores de lipídios, mesmo não sendo em valores expressivos, foram

observados nas ostras expostas a maiores concentrações de óleo (SE0.2 e SE0.3).

Isso ocorreu por que o lipídio é o único compartimento de armazenamento de

substâncias químicas orgânicas nos organismos e os componentes lipídicos da biota

absorvem substâncias químicas orgânicas hidrofóbicas (HWANG et al., 2008),

aumentando assim a sua quantidade. As menores concentrações de lipídios foram

encontradas para o sistema experimental controle. Entretanto, observa-se que em

35 dias há uma redução no teor lipídico das ostras em todos os experimentos com

exposição a óleo, isto pode indicar um processo de autoproteção e inanição desses

organismos, o que resultou em uma perda lipídica (CAJARAVILLE et al., 1992,

BAUSSANT et al, 2011).

26

Tabela 4.1 - Conteúdo lipídico das ostras (%) para os sistemas experimentais com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2), 0,3 mg L

-1 (SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de

experimento (7, 14, 21 e 35 dias). n.a. = não analisada, pois houve processo de eutrofização no aquário, sendo este descartado. Média = Concentração média (%)

Tempo de exposição (dias)

Média Experimento 7 14 21 35

SE0.1 9 7 7 5 7 ± 1,41 %

SE0.2 11 12 8 n.a. 10,3 ± 1,70 %

SE0.3 12 11 12 6 10,3 ± 2,49 %

SEC 5 7 7 6 6,25 ± 0,83 %

Fonte: A autora, 2019.

4.3.2 Concentração de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos nos tecidos

das ostras, águas e sedimentos

A concentração de HPAs totais nas águas variou de 10,9 a 42,7 µg L-1 para

SE0.1, 7,89 a 1.907 µg L-1 para SE0.2 e 8,90 a 8.108 µg L-1 para SE0.3. No SEC

houve uma variação de 6,98 a 13,88 µg L-1 (Figura 4.2).

27

Figura 4.2 – Concentrações de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos Totais em água em µg L-1

para os sistemas experimentais com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e

sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35

não analisada, pois houve processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado.

Fonte: Autora, 2019.

Quando derramado, processos intempéricos ocorrem ao petróleo sendo um

deles a dispersão para a coluna d’água, biodisponibilizando HPAs (GUSTITUS et al.,

2017). As maiores concentrações no 7º dia de experimento demonstram o

comportamento dispersivo do óleo nos primeiros dias após a contaminação. Com o

passar dos dias é observada uma diminuição das concentrações destes compostos

na água. Isto ocorre, pois, processos como a biodegradação, foto-dregadação,

volatilização e transferência para outras matrizes ocorrem, principalmente pelas

características e afinidades químicas desses compostos (KASIOTIS; EMMANOUIL,

2015, LAWAL, 2017).

0

10

20

30

40

50

7 14 21 35

µg

L-1


SE0.1

0

500

1000

1500

2000

7 14 21

µg

L-1


SE0.2

0

100

200

300

14 21 35

µg

L -1


SE0.3

8108

0

5

10

15

7 14 21 35

µg

L-1


SEC

28

Na matriz sedimentar, as concentrações de HPAs totais variaram de 210 a

719 ng g-1 para SE0.1, 302 a 3.514 ng g-1 para SE0.2 e 192 a 5.666 ng g-1 para

SE0.3. O SEC obteve uma variação de 272 a 391 ng g-1 (Figura 4.3).

Figura 4.3 – Concentrações de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos Totais em sedimento em ng g

-1 para os sistemas experimentais com 0,1 mg L

-1 (SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2), 0,3 mg L

-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado. Para sedimento, amostras intermediárias do sistema experimental controle (SEC) não foram analisadas (tempos 7 e 14).


As maiores concentrações em SE0.2 e SE0.3 ocorreram no 7º dia, assim como

na matriz aquosa. Isto pode ser devido a maior quantidade de óleo envolvida nestes

experimentos em relação ao SE0.1, em conjunto ao revolvimento deste material

realizado pela turbulência causada pelas bombas. Este processo pode influenciar a

interação de gotículas de óleo com material particulado em suspensão presente na

coluna d’água, o que agrega densidade ao óleo, facilitando à sua deposição inicial

(BRAGG; OWENS, 1995). Para SE0.1 a maior concentração de HPAs totais na

0

200

400

600

800

7 14 21 35

ng

g-1


SE0.1

0

1000

2000

3000

4000

7 14 21

ng

g-1


SE0.2

0

2000

4000

6000

7 14 21 35

ng

g -

1


SE0.3

0

100

200

300

400

500

7 14 21 35

ng

g -

1

Tempo de Exposição (dias)

SEC

29

matriz sedimentar ocorreu 21º dia. Devido à menor concentração de contaminante,

uma lâmina superficial de óleo mais fina foi formada sobre o sistema, em relação

aos outros dois SEs, tendo assim menos conteúdo a ser revolvido pela turbulência,

resultando em uma menor taxa de deposição de HPAs no sedimento.

Houve uma queda na concentração dos HPAs totais em SE0.2 e SE0.3 a partir

do dia 14, que também foi identificada para a água. Isso pode ser explicado pela

temperatura dos sistemas, ação da biodegradação e foto-degradação de compostos.

Os experimentos ocorreram em clima tropical com uma variação de temperatura

entre 26,1 a 28,2 °C nos Sistemas Experimentais e esta condição pode ter

favorecido a não permanência desse composto no sedimento, visto que compostos

mais voláteis podem se particionar em gás e sorverem-se pela coluna d’água. A

influência da temperatura na diminuição de compostos aromáticos de sedimentos foi

evidenciada também por Viana et al. (2012), onde esse parâmetro físico-químico

influenciou no deslocamento dos HPAs do sedimento entre matrizes. As condições

experimentais podem ter favorecido a ação de microorganismos na biodegradação

de compostos policíclicos, visto que um ambiente de clima tropical favorece o

crescimento destes (XIA et al. 2015). Os sistemas estavam em ambiente com

incidência de radiação solar e a fotodegradação ocasionada nesta circunstância é

um importante processo natural de intemperismo para hidrocarbonetos de petróleo

em sistemas marinhos (ZHAO et al., 2016). Entretanto, ressalta-se se não foram

realizados procedimentos analíticos capazes de afirmar a ação dos microorganismos

e da radiação solar na degradação desses compostos.

As concentrações de HPAs totais nas ostras presentes no SEC variaram de 113

a 355 ng g-1 ps (peso seco) ao longo dos 35 dias de experimento. Para SE0.1,

SE0.2, SE0.3, essas concentrações variaram de 761 a 1.157 ng g-1 ps, 630 a 2.339

ng g-1 ps e 814 a 2.778 ng g-1 ps, respectivamente (Figura 4.4).

Figura 4.4 – Concentrações de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos Totais em tecido de ostra em ng g

-1 (ps) para os sistemas experimentais com 0,1 mg L

-1 (SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2), 0,3 mg L

-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado.

30


Em SE0.1 foi observada uma maior bioacumulação de HPAs totais ao 21º dia de

experimento, nos demais, houve um comportamento decrescente da bioacumulação

nos bivalves. Para o experimento de menor concentração de contaminante (SE0.1),

a menor biodisponibilidade de HPAs influenciou na taxa de captação destes pelos

organismos, retardando o alcance dos valores máximos acumulados pelas ostras

(LUNA-ACOSTA et al., 2011). A diminuição ao longo do tempo observada nos

demais experimentos pode ser um indicativo de eliminação dos compostos pelas

ostras. Essa eliminação pode ser realizada de forma passiva, visto que um dos

mecanismos de eliminação de um contaminante a partir dos tecidos de um

organismo é através da difusão envolvida na partição entre o corpo lipídico e a

solução aquosa no exterior (NEFF, 2002); pela depuração; através da excreção de

compostos biometabolizados pelo citocromo P-450 presente nas ostras, que pode

resultar em compostos mais tóxicos, mutagênicos e carcinogênicos (MOORE et al.

1989). Ressalta-se que mesmo existente a metabolização de HPAs por ostras

0

500

1000

1500

7 14 21 35

ng

g-1


SE0.1

0

500

1000

1500

2000

2500

7 14 21

ng

g-1


SE0.2

0

1000

2000

3000

7 14 21 35

ng

g-1


SE0.3

0

100

200

300

400

7 14 21 35

ng

g-1


SEC

31

através de processos enzimáticos tem menor eficiência quando comparado a peixes.

(BAUSSANT et al., 2010).

Outro fator que deve ser considerado é a diminuição do contaminante no

ambiente. A diminuição pode ser explicada pela não manutenção da concentração

de óleo ao longo dos dias de experimento, o contaminante foi adicionado ao sistema

apenas em seu período inicial. Ressalta-se ainda a possibilidade de ostras expostas

em longo prazo ao óleo tenderem a reduzir a taxa de alimentação para proteção de

efeitos subletais, o que faria com que a depuração do contaminante seja difundida

em uma velocidade maior que a de captação, reduzindo as concentrações no tecido

(CAJARAVILLE et al., 1992, BAUSSANT et al, 2011).

Através da aplicação do teste de Shapiro-Wilk, constatou-se a não normalidade

dos dados de HPAs totais (p < 0,05). Assim, foi realizado um teste não-paramétrico

de Kruskal-Wallis entre as matrizes (biota, água e sedimento) para determinar se

possuíam comportamentos diferentes. Esse teste evidenciou que as amostras eram

diferentes entre si (p < 0,05), entretanto não apontou onde estava diferença. Através

do teste comparação múltipla de Nemenyi, observou-se uma a diferença significativa

entre água e biota (p < 0,05) e água e sedimento (p < 0,05), não sendo encontrada

diferença significativa entre a biota e o sedimento (p > 0,05).

Para SE0.1, as concentrações de HPAs na água e na biota não tiveram perfis

semelhantes, provavelmente porque a biodisponibilidade não foi expressiva devido a

baixa concentração dos contaminantes. Para os demais ensaios (SE0.2 e SE0.3), a

concentração de HPAs nas ostras seguiu o padrão de concentração encontrado na

água. Quanto maiores às concentrações nessa matriz, maiores as concentrações

encontradas no tecido das ostras (p > 0,05). Ou seja, a biodisponibilidade do

contaminante na fase aquosa é um fator importante para a captação e acumulação

no tecido. Ertl et al. (2016) e Lüchmann et al. (2011) encontraram que quanto maior

a concentração do contaminante na água, maior a acumulação pelos organismos, o

que foi observado nos sistemas.

A relação da biota com o sedimento segue um padrão semelhante ao da água,

ainda com a exceção de SE0.1 que apresentou comportamento diferente das

32

demais concentrações do contaminante. A concentração de HPAs em sedimento

tendeu a diminuir a partir do dia 14, assim como as concentrações em água e biota

provavelmente por efeitos da degradação e biotransformação dos compostos (XIA et

al. 2015; MOORE et al. 1989) e temperatura (VIANA et al. 2012), entretanto a

relação da acumulação não foi comprovada estatisticamente (p > 0,05).

4.3.3 Comportamento de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos de alta

massa molecular e baixa massa molecular nas matrizes

Em água, houve uma variação na concentração de compostos de baixa massa

molecular (BMM) entre 2,6 a 7,3 µ L-1 para SE0.1, 3,1 a 320 µ L-1 para SE0.2 e 2,8 a

419 µ L-1 para SE0.3. Maiores concentrações de compostos de alta massa molecular

(AMM) foram identificado variando entre 3,2 a 8,2 µ L-1 para SE0.1, 4,7 a 1.681 µ L-1

para SE0.2 e 6,1 a 7.689 µ L-1 para SE0.3. As proporções de HPAs de AMM e BMM

em água são apresentadas na Figura 5.5.

Figura 4.5 – Relação percentual entre da concentração de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos de alta massa molecular (AMM) e baixa massa molecular (BMM) em água para os sistemas experimentais com 0,1 mg L

-1 (SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2), 0,3 mg L

-1 (SE0.3), e sem adição de óleo

(SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado.


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35


SE0.1

ΣHPAs BMM ΣHPAs AMM

0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21


SE0.2


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35

Tempo de de exposição (dias)

SE0.3


33

Observa-se para todos os sistemas experimentais uma maior proporção de

HPAs de AMM. Han e colaboradores (2018) avaliaram em água superficial a

permanência de HPAs entre 6 e 62 dias após um vazamento real de óleo em

Chennai, Baía de Bengala, e observaram a persistência de HPAs de AMM ao fim de

62 dias. Os autores acreditam que os HPAs de AMM resistiram à ação do

intemperismo. Situação análoga pode ser encontrada nos resultados deste

experimento de simulação de derramamento de óleo, onde em uma avaliação de 35

dias os HPAs de AMM apresentaram-se todos os dias relatados em maiores

concentrações.

Na relação de distribuição entre compostos de AMM e BMM na água, a

concentração de material particulado em suspensão (MPS) deve ser considerada,

visto que compostos hidrofóbicos tendem a adsorver este material (BIHARI et al.,

2007). As concentrações de MPS no ensaio experimental variaram de 0,02 a

0,78 mg L-1 (Tabela 4.2).

Tabela 4.2. Concentração de material particulado em suspensão (mg L-1

) para os sistemas experimentais com 0,1 mg L

-1 (SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2), 0,3 mg L

-1 (SE0.3), e sem adição de óleo

(SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). n.a. = não analisada, pois houve

processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado. Média = Concentração média (%).


Experimento 7 14 21 35 Média

SE0.1 0,02 0,27 0,69 0,16 0,29 ± 0,25

SE0.2 0,23 0,39 0,78 n.a. 0,47 ± 0,23

SE0.3 0,05 0,60 0,44 0,53 0,41 ± 0,20


Para SE0.2 é observada a tendência entre o aumento da concentração de MPS

e o aumento da concentração de HPAs de AMM. Contudo, para os demais ensaios

essa tendência não ocorreu, inferindo que o MPS não foi fator determinante para a

presença de HPAs de AMM na coluna d’água, isto devido as suas baixas

concentrações nos sistemas.

34

Para a matriz sedimentar, a variação na concentração de compostos de BMM

apresentou-se entre 13,1 a 249 ng g-1 para SE0.1, 13,9 a 511 ng g-1 para SE0.2 e

10,5 a 1135 ng g-1 para SE0.3. Maiores concentrações de compostos de AMM foram

identificados variando entre 198 a 656 ng g-1 para SE0.1, 288 a 3.004 ng g-1 para

SE0.2 e 181 a 4.532 ng g-1 para SE0.3. As proporções de HPAs de AMM e BMM em

sedimento são apresentadas na Figura 4.6.

Figura 4.6 – Relação percentual entre as concentrações de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos de alta massa molecular (AMM) e baixa massa molecular (BMM) encontrados nos sedimentos para os sistemas experimentais com 0,1 mg L -1 (SE0.1), 0,2 mg L-1 (SE0.2), 0,3 mg L-1 (SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo de eutrofização no aquário, sendo este descartado.


Mesmo com a similaridade do comportamento entre água e sedimento em

relação às proporções de HPAs de AMM e BMM, deve-se ressaltar que as

concentrações encontradas para HPA total em água (µ L-1) foram superiores em

relação às encontradas em sedimento (ng g-1). Observando de forma isolada o

comportamento dos HPAs no sedimento, uma maior proporção de compostos de

AMM é habitualmente encontrada em estudos ambientais (SOCLO et al., 2008;

ALMEIDA et al., 2018; CACCIATORE et al. 2018). Isto porque HPAs de AMM são

mais hidrofóbicos, tendem a aderir no MPS e depositar nos sedimentos (DAHLE et

0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35


SE0.1


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21


SE0.2


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35


SE0.3


35

al. 2003; GEFFARD et al. 2004, BIHARI et al. 2007). Contudo, percebeu-se que

essa deposição não ocorreu de forma efetiva, possibilitando que uma maior

quantidade de HPAs permanecesse presente na coluna d’água.

Em ostras, a variação na concentração de compostos de baixa massa molecular

(BMM) apresentou-se entre 132 a 538 ng g-1 para SE0.1, 78,7 a 823 ng g-1 para

SE0.2 e 241 a 1.797 ng g-1 para SE0.3. Maiores concentrações de compostos de

alta massa molecular (AMM) foram identificadas variando entre 366 a 949 ng g-1

para SE0.1, 522 a 1.528 ng g-1 para SE0.2 e 574 a 2.034 ng g-1 para SE0.3. As

proporções de HPAs de AMM e BMM em ostras são apresentadas na Figura 4.7.

Figura 4.7 – Relação percentual entre Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos de alta massa molecular (AMM) e baixa massa molecular (BMM) em tecido de ostra em ng g

-1 (ps) para os sistemas

experimentais com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo de eutrofização no sistema, sendo este descartado.


No 7º dia de experimento as ostras dos SE0.1 e SE0.3 bioacumularam uma

maior quantidade de HPAs de BMM, 60 e 65 % respectivamente, ocorrendo de

forma diferente para o o SE0.2 (35 %). Os HPAs de BMM são normalmente mais

solúveis em água que os de AMM, portanto, mais facilmente assimilados pelos

organismos (BAUMARD et al. 1999).

0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35


SE0.1


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21


SE0.2


0%

20%

40%

60%

80%

100%

7 14 21 35


SE0.3


36

Ao longo do tempo, incluindo o 7º dia do SE0.2, há uma diminuição na

proporção de HPAs de BMM e uma maior concentração de HPAs de AMM foi

observada no tecido dos organismos. A relação existente entre alta afinidade dos

compostos de AMM e o tecido gorduroso das ostras (BARROSO, 2010), além da

menor biodisponibilidade de compostos de BMM explicam as altas concentrações

encontradas de HPAs de AMM no tecido das ostras a partir do 14º dia de

experimento. A permanência dos HPAs de AMM nas ostras é explicada pela lenta

atividade de metabolização para os compostos com massas moleculares maiores,

altos coeficientes de partição octanol/água (KOW) e baixa solubilidade em água.

A fonte de HPAs de AMM para as ostras pode estar associada ao material

orgânico particulado em suspensão, visto que ambos têm forte tendência a ligarem-

se aos HPAs (BAUSSANT et al., 2010). Outra possibilidade é que pela natureza

filtradora das ostras, elas possam ter ingerido partículas do contaminante

proporcionando a acumulação de compostos orgânicos com valores do coeficiente

de partição octanol/água (log KOW) maiores do que 5 (BAUMARD et al., 1998;

BAUMARD et al., 2009).

A distribuição entre HPAs de AMM e BMM demonstra comportamentos inversos

na água e na biota no 7º dia de experimento, à medida que as ostras dão

preferência a acumulação de HPAs de BMM, a água apresenta uma maior

concentração de HPAs de AMM, mostrando acumulação preferencial do peso

molecular mais baixo (BAUMARD et al. 1999). Entre o 14º e o 35º dia uma alta

biodisponibilização de HPAs de AMM é observada, isto pode ter influenciado na

captação desses compostos pelas ostras, principalmente pela alta lipofilicidade dos

penta e hexa aromáticos (BAUSSANT, et al. 2010).

A presença de HPAs de AMM no sedimento foi bastante expressiva, não

possuindo em nenhuma das avaliações concentrações maiores de HPAs de BMM.

Isso se deve justamente a afinidade química existente entre essa matriz orgânica e

os compostos, visto que HPAs de alta massa molecular têm tipicamente uma

tendência maior de adsorção ao carbono orgânico sedimentar do que os HPAs de

baixa massa molecular (ALMEIDA et al., 2018).

37

4.3.4 Fator de Bioacumulação, Fator de Acumulação Biota-Sedimento e Razão

Água-Sedimento

Os valores do Fator de Bioacumulação (FBA), variaram entre 2,14 a 444 para

SE0.1 1,09 a 329 para SE0.2 e 0,07 a 334 para SE0.3. Os valores do Fator de

Acumulação Biota-Sedimento (FABS) variou entre 1,06 a 4,29 para SE0.1, 0,67 a

5,8 para SE0.2 e 0,49 a 10,2 para SE0.3. Os valores da Razão água/sedimento

(Ra/s) variaram de 14,7 a 203 para SE0.1, 26,1 a 821 para SE0.2, 39,7 a 1431 para

SE0.3 (Figura 4.8).

Os valores encontrados nos experimentos demonstraram uma tendência

acumulativa crescente desses contaminantes, isto pode ser percebido pelo aumento

do FBA até o 21º dia para todos os experimentos (Figura 4.8). A biodisponibilidade

do contaminante na água pode ser um fator importante na bioacumulação de HPAs

nos organismos, sendo a principal fonte de contaminação por HPAs paras as ostras.

Para SE0.1, após o 21º dia, há uma diminuição do FBA. Essa pode ter sido

ocasionada pela eliminação desses contaminantes pela ostra, resultado da difusão

passiva e termodinâmica dos organismos para o meio externo e das vias

enzimáticas (metabolização) acarretando em uma diminuição desse fator (MOORE

et al., 1989; BAUSSANT et al., 2010). Isto também pode ser relacionado à menor

concentração do contaminante nesse sistema, e consequentemente, sua menor

biodisponibilidade. Para SE0.2 e SE0.3 foi observada uma relação crescente desse

fator, o que evidencia que enquanto houver uma alta concentração de HPAs

biodisponíveis, as ostras tendem a bioacumular em tecido. Para SE0.3, experimento

com maior concentração de óleo, notou-se uma estagnação a partir do 21º dia,

demostrando que uma faixa máxima dos valores do FBA possíveis para essa

espécie é entre 300 e 450, em relação a HPAs totais.

Os valores encontrados para os FABS (Figura 4.8) foram baixos quando

comparados aos valores encontrados por Cacciatore et al. (2018), no nordeste da

Itália. Essas menores concentrações encontradas mostram que não houve uma

relação importante entre a acumulação de HPAs pela biota a partir do sedimento,

38

principalmente porque a maior concentração biodisponível de HPAs estava presente

na coluna d’água. Em SE0.1, o valor de FABS diminuiu a partir do 7º dia, para SE0.2

ele aumentou até o 14º dia, diminuindo na sequência. Para SE0.3, ele aumentou até

o 21º dia, decaindo posteriormente. Isso é explicado pela dinâmica na concentração

em ambas as matrizes em função do contaminante. Maiores concentrações na biota

e menores no sedimento nesses respectivos dias, em relação ao processo de

bioacumulação e deposição dos HPAs na matriz sedimentar, foram determinantes

para os picos nos dias 7, 14 e 21 nos respectivos sistemas.

Através da Ra/s (Figura 4.8) observa-se a transferência de HPAs entre as

matrizes, acontecendo de forma geral da água para o sedimento (p < 0,05),

principalmente para SE0.1 e SE0.3 a partir do dia 14 e SE0.2 a partir do dia 21. A

transferência de compostos em água para a matriz sedimentar é explicada pela

adsorção dos HPAs à fase orgânica presente nesta matriz, como a matéria orgânica

(ZEMANEK et al. 1997).

39

39

Figura 4.8 - Valores dos Fatores de Bioacumulação (FBA), Fatores de Acumulação Biota-Sedimento (FABS) e Razão água-sedimento (Ra/s) para os experimentos com 0,1 mg L

-1 (SE0.1), 0,2 mg L

-1 (SE0.2) e 0,3 mg L-1 (SE0.3) de óleo, ao longo dos 35 dias de experimento. Valores calculados em relação

aos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos totais (HPAs totais).

SE0.1 SE0.2 SE0.3

2,14 96,9

444

91,68

0,00

500,00

7 14 21 35

FBA

1,09 9,65

329

0,00

200,00

400,00

7 14 21

FBA

0,07

158

325 334

0,00

200,00

400,00

7 14 21 35

FBA

4,29

1,06 1,56 1,84

0,002,004,006,00

7 14 21 35

FABS

0,67

5,80 2,08

0,00

10,00

7 14 21

FABS

0,49 7,30 10,2

3,62

0,00

20,00

7 14 21 35

FABS

203

17,3 14,7 25,1

0

200

400

7 14 21 35

Ra/s

543 821

26,1

0

500

1000

7 14 21

Ra/s

1431

109 46,2 39,7

0

1000

2000

7 14 21 35

Ra/s

40

40

Os fatores de bioacumulação (FBA) também foram calculados para 14 HPAs

(Acenaftileno, Acenafteno, Fluoreno, Fenantreno, Antraceno, Fluoranteno, Pireno,

Benzo[a]antraceno, Criseno, Benzo[k]fluoranteno, Benzo[a]pireno, Indeno[1,2,3-

cd]pireno, Dibenzo[a,h]antraceno e Benzo[ghi]Perileno) (Eq. 4.2) normalizados pelo

lipídio de acordo com os tempos do experimento (7, 14, 21 e 35 dias) (APÊNDICE A,

tabela A8). A análise de componentes principais (PCA) aplicada a estas razões

mostrou que os dois fatores principais (F1 e F2) podem explicar 81,2 % da variação

dos dados analíticos, com F1 explicando 61,1% variância dos dados e F2, 20,1%

(Figura 4.9).

Figura 4.9. Análise de Componentes Principais (PCA, à esquerda) e Análise Hierárquica de

Agrupamentos (ACH, à direita) dos FBA relativos a 14 HPAs estudados nos sistemas experimentais

com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo

dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e 35 dias). SE0.2/dia 35 não analisada, pois houve processo

de eutrofização no aquário, sendo este descartado. Com ACF = Acenaftileno, ACE = Acenafteno,

FLU = Fluoreno, FEN = Fenantreno, ANT = Antraceno, FLT = Fluoranteno, PI = Pireno, BaA =

Benzo[a]Antraceno, CRI - Criseno, BkF = Benzo[k]Fluoranteno, BaP = Benzo[a]Pireno, IND =

Indeno[1,2,3cd]Pireno, DBA = Dibenzo[a,h]Antraceno, BgP = Benzo[ghi]Perileno.

Elaboração: A autora, 2019.

Os sistemas experimentais apresentaram maiores correlações para os fatores

de bioacumulação (FBA lipídico) nos dias 21 e 35, o que mostra o alto potencial

biomonitor dessa espécie, devido à capacidade de demonstrar ao longo do tempo a

41

41

acumulação de HPAs (AGUIERRE-RUBÍ et al., 2018) e de aumentar de forma

progressiva a incorporação do contaminante.

SE0.1 e SE0.3 apresentaram maiores correlações de FBA para ACF, FLU, FEN,

ANT, FLT, PI, CRI, BkF, BgP, BaA e ACE (ao 21º e 35º dias), SE0.2 apresentou

maiores correlações para DBA, BaP e IND (ao 21º dia). De forma geral, é possível

observar que o BaA e ACE são os HPAs com menos potencial de bioacumulação

pelas ostras em relação aos demais. Em valores absolutos (APÊNDICE A, tabela

A8), BaA, BaP, DBA e CRI, HPAs, que tem log KOW > 5, obtiveram valores altos do

FAB entre os dias 21 e 35 dias, como observado na PCA. Para os HPAs com log

KOW < 5 apenas o Fluoranteno mostra valores expressivos.

FABs para BaA foram estudados por Yakan et al. (2011) para Mytillus

galloprovincialis, com resultados entre 16 e 2745. Esses foram superiores aos

encontrados neste estudo (APÊNDICE, Tabela A8). Esses autores chegaram à

conclusão que o BaA pode atingir níveis elevados em tecidos de bivalves e que a

constante de taxa de absorção de BaA é maior que a constante da taxa de

depuração, evidenciando o potencial de bioacumulação de BaA e permanência

deste composto no tecido do bivalve. Choy et al. (2007) realizaram estudos em

Crassostrea gigas sobre a bioacumulação de Benzo[a]Pireno (BaP), aromático com

alto potencial carcinogênico (ALEGBELEYE et al. 2017), mostrando que durante 28

dias a acumulação desse composto acontecia de forma linear. Entretanto, este

composto também foi eliminado, mesmo que em taxas pequenas. É possível

observar esse comportamento principalmente no SE0.1, onde houve a acumulação

máxima de BaP em 21 dias e é observada uma diminuição nessa concentração em

35 dias (APÊNDICE A, Tabela A8).

42

42

4.4 CONCLUSÃO

A espécie Crassostera rhizophorae é uma boa descritora de contaminação em

curto prazo. A bioacumulação de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos aconteceu

de forma eficiente para todos os sistemas experimentais. A biodisponibilidade de

Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos para bioacumulação nas ostras teve como

principal matriz de captação a fase aquosa, não tendo a matriz sedimentar influência

significativa nesse processo. Os Fatores de Bioacumulação demostraram maiores

valores ao 21 e 35º dias, o que permite afirmar o alto potencial biomonitor dessa

espécie. O Fator de Acumulação Biota-Sedimento apresentou-se em valores baixos,

indicando a baixa influência na contaminação de por Hidrocarbonetos Policíclicos

Aromáticos advindos desta matriz. A Razão água/sedimento mostrou que existiu

uma transferência do contaminante da coluna d’água para o sedimento. De forma

geral, após diminuição da biodisponibilidade do contaminante em água, processos

fisiológicos e metabólicos ocorreram nos organismos, provocando uma eliminação

dos compostos.

43

43

5. CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DE HIDROCARBONETOS

POLICÍCLICOS AROMÁTICOS EM OSTRAS DA BAHIA DE TODOS OS SANTOS

(BAHIA, BRASIL)

Adrielle Beatrice do Ó Martins

Autor correspondente: [email protected], +55 (71) 9 9150-8572



BA – Brasil.

LEPETRO – Instituto de Geociências, Universidade Federal da Bahia, Rua

Barão de Jeremoabo, s/n - Campus Ondina, 40170-020 - Salvador - BA – Brasil.



Brasil.

Ícaro Thiago Andrade Moreira



BA – Brasil.

Universidade Salvador – UNIFACS, Escola de Arquitetura, Engenharia e

Tecnologia da Informação (EAETI), Av. Tancredo Neves - Caminho das Árvores,

Salvador – BA – Brasil [email protected]

Ana Cecília Rizzatti de Albergaria Barbosa



BA – Brasil.







44

44

RESUMO

O presente estudo avaliou a contaminação de hidrocarbonetos aromáticos

policíclicos (HPAs) em ostras (Crassostrea rhizophorae) amostradas em áreas

distintas na Baía de Todos os Santos (BTS - Bahia, Brasil). A concentração total de

HPAs foi maior no porto de Madre de Deus (36,3 a 37,8 ng g-1 em peso seco, ps),

onde há a presença de indústrias, portos, complexo petroquímico e uma refinaria de

petróleo. No estuário do rio Paraguaçú, as concentrações foram intermediárias,

variando de 23,2 a 25,7 ng g-1 ps. A região do rio Jaguaripe apresentou as menores

concentrações (1,7 a 32,4 ng g-1 ps). Essa área apresenta-se relativamente

preservada e com poucas fontes diretas de contaminantes. Através do uso de

razões diagnósticas, observou-se que os HPAs depositados nas áreas de estudo

têm fontes pirolíticas, A BTS tem intensa atividade de transporte, pesqueira e

industrial o que pode ter influenciado em maiores concentrações de HPAs de fonte

pirogênica.

Palavras-chave: bivalves, contaminação, baía tropical.

A Baía de Todos os Santos (BTS, Figura 5.1), localizada no nordeste do Brasil, é

a segunda maior baía do país (1233 km2; CIRANO; LESSA et al., 2007). Ela

apresenta grande importância social, histórica e ecológica ao país (HATJE;

ANDRADE, 2009), estando cercada por extensas áreas de manguezais, corais,

apicuns; bem como por comunidades pesqueiras, marisqueiras e quilombolas

(HADLICH et al. 2008; RIOS, 2017). Apesar disso, diversas atividades humanas

ocorrem em seu entorno, lançando contaminantes nesse sistema (HATJE; BARROS,

2012; EÇA et al. 2013; ANDRADE et al. 2017; ALMEIDA et al., 2018). A BTS está

localizada nas proximidades de Salvador. Com uma população aproximada de

2.857.329 milhões de habitantes, esta é a quarta maior área metropolitana do Brasil

(IBGE, 2018). O esgotamento sanitário tratado e não tratado provindos dessa e de

outras zonas urbana é uma importante fonte de contaminação (HATJE; ANDRADE,

2009). Ela também tem sido afetada pela intensa industrialização que ocorre em seu

entorno. Desde 1960, aproximadamente 200 indústrias foram estabelecidas na

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/science/article/pii/S0013935105000034#bib21

45

45

região. Dentre elas, pode-se citar as metalúrgicas, têxteis e químicas (BRITO et al.

2016). Atualmente, a BTS também abriga o maior complexo petroquímico do

hemisfério sul (Complexo Petroquímica de Camaçari; DE SOUZA et al., 2011). Em

1949, foi construída na região de Madre de Deus a Refinaria Landulpho Alves

(RELAM), incorporada à Petrobras em 1953. Essa possui uma capacidade instalada

para produção de 323 mil barris de petróleo por dia (PETROBRAS, 2010; POMBO,

2011). O Terminal Marítimo Almirante Álvares Câmara (TEMADRE), também

localizado em Madre de Deus, é responsável pelo escoamento da produção da

Refinaria, da Fábrica de Asfalto, de áreas de estocagem e armazenamento de

derivados do petróleo e de uma malha dutoviária (PIMENTEL, 2006;

BOAVENTURA, 2011). Há também, na BTS, a presença de outros portos, como os

Portos de Salvador e Aratu, que apresentam um fluxo de mercadorias de

aproximadamente oitenta mil toneladas de carga exportada (CIRANO; LESSA,

2007). A BTS conta ainda com a presença de estaleiros, sendo que um dos maiores

está localizado no estuário do Rio Paraguaçu (Estaleiro Enseada do Paraguaçú),

cuja bacia hidrográfica tem passado por diversos impactos ambientais. Dentre estes,

pode-se citar as atividades de agropecuárias e extrativismo vegetal, desmatamento,

lançamento de efluentes domésticos e industriais, disposição inadequada de

resíduos sólidos, atividade de mineração, além dos impactos causados pelos

próprios estaleiros (BAHIA, 2009).

46

46

Figura 5.1. Localização geográfica da Baía de Todos os Santos e dos pontos amostrados no

presente estudo. As estações J#1, J#2, J#3 e J#4 foram coletadas ao longo do rio Jaguaripe; as

estações P#1, P#2, P#3 e P#4, ao longo do rio Paraguaçú; e as estações MD#1 e MD#2, em área

portuária de Madre de Deus.


Ambientes aquáticos localizados próximos às áreas urbanas e industriais

representam regiões vulneráveis à presença de contaminantes, como os

Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs; SIMPSON et al., 1996;

ALBERGARIA-BARBOSA et al., 2017). Os HPAs são compostos hidrofóbicos

formados por dois ou mais anéis aromáticos condensados (LUNA-ACOSTA et al.,

2015a), cujas principais fontes para o meio ambiente são as atividades humanas,

como derramamento de óleos e seus derivados; a deposição de compostos

provindos da queima parcial de combustíveis fósseis; e a descarga de efluentes

domésticos e industriais (MARTINS et al., 2011; ABREU-MOTA et al., 2014;

SANDRINI-NETO et al., 2016). Os HPAs podem apresentar uma ampla gama de

47

47

efeitos tóxicos para os organismos aquáticos, como mutagenicidade e

carcinogenicidade (DELISTRATY, 1997; GASPARE et al., 2009). Assim, eles têm

sido amplamente estudados em ambientes marinhos (MARIN-MORALES et al.,

2009; MARTINS et al., 2011; ALBERGARIA-BARBOSA et al., 2017, 2018). Para

propósito de monitoramento ambiental, a United State Environmental Protection

Agency (USEPA) classificou 16 compostos considerados como poluentes prioritários

em estudos ambientais, baseados em suas distribuições e toxicidades. Assim, a

maioria dos trabalhos que estudam a distribuição dos HPAs no meio ambiente

avaliam esses 16 compostos (BOJES; POPE, 2007). Esse são: Naftaleno,

Acenaftileno, Acenafteno, Fluoreno, Fenantreno, Antraceno, Fluoranteno, Pireno,

Benzo[a]Antraceno, Criseno, Benzo[b]Fluoranteno, Benzo[k]Fluoranteno,

Benzo[a]Pireno, Indeno[1,2,3cd]Pireno, Dibenzo[ah]Antraceno e Benzo[ghi]Perileno.

Muitos trabalhos que avaliam a distribuição de HPAs nos ambientes aquáticos usam

o sedimento como matriz de análise, já que este é o principal depósito desta classe

de compostos (LAW; BISCAYA, 1994; MEDEIROS; BÍCEGO, 2004a,b, ALMEIDA et

al., 2018). Entretanto, essa análise não avalia a biodisponibilidade destes

contaminantes à biota presente no ambiente marinho. O uso de organismos para

monitorar a contaminação ambiental permite uma avaliação da fração biodisponível

de contaminantes (BARTOLOMÉ et al., 2010). As ostras, por serem sésseis e

filtradoras, têm sido amplamente utilizadas como organismos sentinelas na

avaliação da contaminação por HPAs em habitats marinhos e estuarinos (GARCÍA-

RICO et al., 2011 , GUZMÁN-GARCÍA et al., 2007, TOLEDO-IBARRA et al.,

2016). Diferentes países fazem parte de programas de monitoramento, como Mussel

Watch Programs (MWPs), onde poluentes orgânicos e metais são analisados em

populações de bivalves marinhos (AUFFRET et al., 2004 , LIVINGSTONE, 1993,

LUNA-ACOSTA et al. 2015b). Além disso, esses organismos são usados para

consumo humano e, portanto, qualquer contaminação potencial pode impor um risco

toxicológico ao homem (DE SOUZA et al., 2011).

O objetivo do presente trabalho foi avaliar a presença de Hidrocarbonetos

Policíclicos Aromáticos em amostras de ostras coletadas na região de Madre de

Deus e nos estuários do Paraguaçu e Jaguaripe (Baía de Todos os Santos, Bahia,

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/science/article/pii/S0269749108004119?via%3Dihub#bib10

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/science/article/pii/S0025326X16307779?via%3Dihub#bb0080

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/science/article/pii/S0025326X16307779?via%3Dihub#bb0080

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/science/article/pii/S1095643316301027?via%3Dihub#bb0115





48

48

Brasil), verificando as principais fontes destes compostos, bem como os níveis de

contaminação.

Entre agosto e setembro de 2014, amostras de ostra da espécie Crassostrea

rhizophorae foram coletadas em 10 estações distintas distribuídas ao longo de

Madre de Deus e nos estuários do rio Paraguaçú e Jaguaripe (Figura 5.1),

localizados na Baía de Todos os Santos. As duas primeiras localidades foram

escolhidas, pois apresentam distintas atividades antrópicas, como a presença de

estaleiros, indústrias e portos. A última localidade (estuário do rio Jaguaripe) foi

usada como controle, uma vez que a presença de atividades humanas em seu

entorno é pequena e ela encontra-se em maior estado de preservação (CELINO et

al., 2010).

Os espécimes de Crassostrea rhizophorae foram coletados manualmente nas 10

estações (Rio Paraguaçú, Rio Jaguaripe e Terminal de Madre de Deus) e

acondicionadas em embalagens de alumínio calcinadas (450º C durante 4 h). Após

coleta, os organismos foram refrigerados até a chegada ao laboratório, onde foram

lavados com água ultrapura, sendo suas conchas abertas. Seus tecidos foram

removidos das conchas com o auxílio de uma pinça metálica e acondicionados em

frascos de vidro descontaminados, sendo posteriormente congelados. Todo o

material de coleta e remoção do tecido foram limpos com solução de Extran 10 %

(Merk, Alemanha), com posterior descontaminação com diclorometano (DCM, Merk,

Alemanha).

Toda a vidraria utilizada na extração, purificação e quantificação dos HPAs no

presente estudo foi deixada em banho de Extran alcalino (Merk, Alemanha) durante

pelo menos 8 h. O material foi enxaguado em água corrente e por fim em água

destilada. Após isso, os materiais não volumétricos foram secos e descontaminados

em uma mufla por aproximadamente 4 h a 400º C. Os materiais volumétricos foram

secos à temperatura ambiente e limpos com n-Hexano (HEX, Merk, Alemanha) e

DCM (Honeywell, Alemanha) antes do uso. Os solventes empregados no presente

estudo foram grau pesticida. A sílica (Merk, Alemanha), a alumina (Merk, Alemanha)

e o sulfato de sódio (Merk, Alemanha) usados foram aquecidos à temperatura de

49

49

400º C durante 4 h com a finalidade de eliminar possíveis interferentes orgânicos.

Antes da utilização eles foram ativados em uma estufa a 140º C, resfriados em

dessecador sob vácuo e desativados (5 %) com água milli-Q extraída com DCM.

Para extração dos HPAs, pesou-se aproximadamente 1 grama de cada amostra

(pesado em balança analítica), adicionando-se a esta alíquota 30 µL de p-terphenyl

a 2000 g µL-1. A extração dos compostos ocorreu em microondas (Anton-Paar,

Áustria) usando-se 50 mL de HEX:DCM (1:1, v:v). A extração iniciou a temperatura

ambiente, subindo para 115 °C em 20 min, permanecendo nessa temperatura por 15

min e resfriando após 15 min a temperatura ambiente. Após a extração, a solução foi

concentrada a 1 mL, sendo retirados 10 µL para a determinação de lipídios através

do método gravimétrico. Posteriormente a solução passou por uma etapa de

purificação usando-se colunas de vidro contendo 16 g de alumina (Merk, Alemanha)

e 8 g sílica (Sílica gel 60; Merck, Alemanha), ambas desativadas 5 %. A eluição foi

realizada com 80 mL de mistura HEX:DCM (1:1, v:v). A solução final foi concentrada

a 0,5 mL. Os HPAs foram quantificados em um cromatógrafo a gás (Agilent 7890B)

acoplado a um espectrômetro de massas (Agilent 5977A) (GC-MS) sob o modo

Singular Ion Monitoring (SIM). A coluna capilar usada era de sílica (HP- 5MS, 30m x

250 µm x 0,25 µm de espessura do filme). A temperatura inicial do forno foi de

100 °C, com posterior aquecimento de 10° C min-1 até 200° C, permanecendo por

1,5 min, seguido por 25° C até 250° C mantido por 2 minutos, ao fim 5° C min-1 até

atingir 300°C. A temperatura da fonte de íons foi de 230° C e do quadrupolo 150° C.

Utilizou-se Hélio de alto grau de pureza como gás de arraste a uma taxa de fluxo de

1 mL min-1. A calibração interna do equipamento, para quantificação dos HPAs, foi

obtida através da injeção de cinco pontos de soluções que continham uma mistura

dos 16 HPAs prioritários com concentrações variando entre 10 e 200 μg L-1. O

coeficiente (R2) de correlação aceito para as curvas de calibração foi de 0,995. O

limite de detecção do método (LDM) foi definido pela equação 5.1 (RIBANI et al.,

2004):

Eq. 5.1:

50

50

Cc = menor concentração do padrão usado na construção da curva de calibração (ng L-1)

Vc = volume concentrado do extrato das amostras (500 µL)

M = massa extraída da amostra (1 g).

Amostras branco contendo 1 g de Na2SO4 calcinado foram analisadas junto às

amostras para avaliar a presença de contaminação do método aplicado (Apêndice B,

tabela B1). A precisão do método foi avaliada através da análise em triplicata de

amostras compradas em um mercado popular de Salvador. A essas amostras foram

adicionados 50 uL de um padrão contendo os 16 HPAs analisados (2000 ug L-1) e

em seguida passaram pelo procedimento de extração e purificação. A recuperação

dos compostos variaram entre 70 e 140 %, com exceção do Naftaleno (0 %) e

Dibenzo[a,h]antraceno (200 %) que obtiveram valores menores e maiores,

respectivamente, que o limite estabelecido pela NOAA (2014, 60 a 140 %).

Entretanto, 80 % dos compostos ficaram dentro do limite proposto (Apêndice A,

tabela A7).

As porcentagens de lipídios encontradas nas amostras usadas no presente

estudo variaram de 4,34 a 7,95 % (Tabela 5.1). Esses valores foram altos quando

comparados àqueles encontrados por Martino e Cruz (2004) na Barra de Guaratiba

(Rio de Janeiro; 1,6 a 3,1 %); e semelhantes aos encontrados por Milano et al.

(2006) e Bourgeault e Gourlay-Francé (2013) na Lagoa de Chacopata (Venezuela;

6,22 a 7,65 %,) e no rio Sena (França; 7,4 %), respectivamente. O alto teor de lipídio

encontrados nas ostras tende a facilitar a sorção de HPAs pelo tecido gorduroso das

ostras, visto a natureza hidrofóbica e lipofílica desse composto (LACROIX et al.,

2014).

Na Tabela 5.1, tem-se as concentrações dos HPAs totais (somatória dos 16

HPAs analisados) detectados nas amostras avaliadas no presente estudo. Essas

variaram de 1,73 a 37,8 ng g-1 em peso seco (ps). As maiores concentrações

ocorreram nas amostras coletadas em Madre de Deus. A menor concentração

ocorreu em uma amostra coletada no estuário do rio Jaguaripe. As demais amostras

coletadas nessa área de estudo (estuário do rio Jaguaripe) e naquelas coletadas no

51

51

estuário do rio Paraguaçu apresentaram concentrações intermediárias (Tabela 6.1).

Quando se normaliza as concentrações de HPAs totais encontradas pelo teor de

lipídeos de cada amostra, essas variam de 22,5 a 607 ng g-1 de lipídeos. Os maiores

valores ainda foram encontrados para Madre de Deus e o menor valor encontrado

em estação do rio Jaguaripe. Entretanto, as concentrações encontradas no rio

Paraguaçú e nos demais pontos do rio Jaguaripe estão bastante relacionadas à

proporção do teor de gordura das ostras e mostram comportamento diferente das

concentrações não normalizadas. Quando maior o teor de lipídio, maior a

concentração de HPAs totais encontrada, isso é explicado pela afinidade química

entre compostos hidrofílicos e a gordura do animal.

52

52

Tabela 6.1. Concentrações (ng g-1

em peso seco e ng g-1

lipídio) de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) em amostras de ostras da Baía de

Todos os Santos. Naftaleno = NAF, Acenaftileno = ACF, Acenafteno = ACE, Fluoreno = FLU, Fenantreno = FEN, Antraceno = ANT, Fluoranteno = FLT,

Pireno = PI, Benzo[a]Antraceno = BaA, Criseno = CRI, Benzo[b]Fluoranteno = BbF, Benzo[k]Fluoranteno = BkF, Benzo[a]Pireno = BaP,

Indeno[1,2,3cd]Pireno = IND, Dibenzo[ah]Antraceno = DaA e Benzo[ghi]Perileno = BgP; e porcentagem de lipídeo na amostra em % (lipídeo).

Paraguaçú

Jaguaripe

Madre de Deus

Sites OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2

ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1 ng g

-1 ng g

-1 lip

-1

NAF 7,23 90,8 4,88 79,6 6,99 148 4,65 71,3 0,51 6,64 4,70 87,7 4,21 97,1 11,3 142 3,00 48,2 5,33 85,7

ACF 1,20 15,1 0,43 7,02 1,60 33,9 0,27 4,07 0,08 1,09 0,56 10,5 1,00 23,1 0,44 5,51 1,50 24,1 0,66 10,6

ACE 0,22 2,73 0,10 1,63 0,19 3,98 0,67 10,2 0,01 0,18 0,15 2,75 <LDM <LDM 0,14 1,79 0,03 0,52 <LDM <LDM

FLU 0,59 7,47 0,37 6,09 0,43 9,04 0,48 7,41 0,03 0,39 0,28 5,29 0,36 8,19 0,65 8,17 <LDM <LDM 0,50 7,98

FEN 2,47 31,1 1,87 30,5 1,97 41,6 2,96 45,5 0,17 2,19 1,46 27,2 1,61 37,1 3,48 43,9 1,86 29,9 2,58 41,4

ANT 0,29 3,64 0,84 13,7 0,26 5,39 0,36 5,55 0,01 0,15 2,49 46,4 2,64 60,9 0,27 3,42 2,99 48,1 2,21 35,6

FLT 2,77 34,8 3,61 58,8 1,69 35,7 2,32 35,6 0,16 2,13 1,90 35,5 2,62 60,3 2,23 28,1 5,14 82,6 5,58 89,8

PI 5,25 65,9 3,42 55,7 2,04 43,2 1,72 26,4 0,17 2,17 1,54 28,8 2,51 57,8 2,40 30,3 5,53 88,9 4,98 80,1

BaA 0,55 6,85 0,37 6,04 0,54 11,5 1,14 17,5 0,04 0,55 0,51 9,45 0,59 13,5 0,43 5,48 1,37 22,1 1,18 18,9

CRI 1,01 12,7 0,88 14,3 0,89 18,7 1,31 20,2 0,08 1,02 0,76 14,3 1,10 25,3 0,63 7,89 3,74 60,1 4,32 69,4

BbF 1,49 18,7 2,44 39,8 1,47 31,1 2,06 31,6 0,07 0,92 0,60 11,3 0,73 16,9 0,99 12,4 5,66 91,0 2,49 39,9

BkF 0,66 8,32 2,18 35,6 1,40 29,5 1,37 20,9 0,09 1,18 0,66 12,3 0,98 22,7 7,98 100 1,31 21,0 1,75 28,1

BaP 0,30 3,81 0,81 13,2 0,38 8,12 0,44 6,82 0,01 0,17 0,14 2,57 0,17 3,96 0,15 1,90 0,53 8,52 1,43 23,1

IND 0,33 4,14 0,81 13,2 0,63 13,3 0,93 14,2 0,04 0,51 0,28 5,19 0,39 9,02 0,34 4,28 1,45 23,2 0,71 11,3

DBA 0,63 7,89 1,08 17,7 1,82 38,5 1,30 19,9 0,22 2,87 0,96 17,84 1,18 27,3 0,67 8,51 2,08 33,4 0,85 13,6

BgP 0,66 8,35 1,41 22,9 0,89 18,8 0,73 11,3 0,02 0,31 0,42 7,83 0,81 18,7 0,30 3,78 1,59 25,6 1,73 27,8

ΣPAH 25,7 322 25,5 415 23,1 490 22,7 348 1,73 22,5 17,4 325 20,9 482 32,3 408 37,8 607 36,3 583

Lipídeo 7,96 6,13 4,73 6,52 7,72 5,36 4,34 7,93 6,22 6,22


53

53

Trabalhos como Cortazar et al. (2008), Yu et al. (2016), Kanhai et al. (2015) e

Gaspare et al. (2009) apresentam preferencialmente concentrações de HPAs totais

em ng g-1, as discussões posteriores então serão realizadas apenas em função da

massa extraída e não em função da normalização lipídica.

Com base nas categorias de poluição identificadas por Baumard et al. (1998), os

níveis não normalizados de HPAs em Crassostrea rhizophorae na Baía de Todos os

Santos foram considerados baixos (0–100 ng g-1). Comparando as concentrações de

HPAs totais encontradas neste estudo com aquelas encontradas por outros autores

em outras regiões (Tabela 5.2), os valores aqui apresentados foram menores que

aqueles encontrados por Cortazar et al. (2008), Kanhai et al. 2015, Yu et al. 2016 na

Baía de Biscai, na Costa de Guangdong e no pântano de Caroni, respectivamente.

Essas localidades contêm altos níveis de contaminação justamente por que: a Baía

de Biscai tem alta atividade industrial (metalúrgica, automobilística e naval); a Costa

de Guandong é umas das regiões mais densamente povoadas da China, sendo

fortemente influenciada por atividades industriais; e o pântano de Caroni recebe

escoamento superficial de uma importante rodovia local, além de suportar alto

tráfego marítimo e exploração de petróleo. As concentrações de HPAs totais

encontradas em Madre de Deus estiveram na mesma ordem de grandeza que

aquelas encontradas por Torres et al. (2012) para o Sistema Estuarino de

Paranaguá, localidade pouco contaminada por HPAs. Já as concentrações

encontradas nas amostras do Rio Jaguaripe e Paraguaçu são ainda menores que

aquelas reportadas para a região de Madre de Deus e o Sistema estuarino do

Paranaguá, mostrando o baixo grau de contaminação que há para essas regiões.

54

54

Tabela 5.2. Concentração de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) em tecido de ostras

(ng g-1

ps) da espécie Crassostrea sp., número de HPAs analisados e faixa do total de HPAs

encontrada no estudo para várias regiões do mundo.

Região Espécies nº de HPAs

analisados

Faixa de HPA totais Referência

(ng g-1

ps)

Ilha de Guadalupe,

Caribe

Crassostrea

rhizophorae 20 66,9–961,2

Ramdine et al.

2012

Sistema Estuarino

de Paranaguá

Crassostrea

rhizophorae 16 31,42- 34,69

Torres et al.

2012

Sistema Estuarino

de Santos

Crassostrea

rhizophorae 16 51,72-182,99

Torres et al.

2012

Pântano de Caroni,

Trinidad

Crassostrea

rhizophorae 16 109–362

Kanhai et al.

2015

Costa oriental de

Guangdong

Crassostrea

rivularis 15 231-1178 Yu et al. (2016)

Biscay Bay, Spain Crassostrea sp. 16 300–1400

Cortazar et al.

(2008)

Baía de Todos os

Santos, Bahia, Brasil

Crassostrea

rhizophorae 16 1,7 – 37,8

Presente

estudo


A porção nordeste da BTS é considerada como uma das áreas mais impactadas

do estado da Bahia (CRA, 2001; GARCIA, 2009). Esses impactos ocorrem devido às

atividades petrolíferas que ocorrem na região, bem como a sua proximidade a áreas

portuárias e o consequente aumento da população na região de Madre de Deus

(JESUS; PROST, 2011). Estudos que avaliaram a presença de contaminantes ao

longo da BTS (WAGENER et al., 2010; ALMEIDA et al., 2018) encontraram altas

concentrações de HPAs totais nessa região. Os rios Jaguaripe e Paraguaçu são dois

dos principais afluentes da BTS, e, de acordo com as concentrações encontradas,

apresentam condições relativamente bem preservadas.

As proporção entre a somatório de HPAs de baixa massa molecular (BMM - 2 a

3 anéis – Naftaleno, Acenaftileno, Acenafteno, Fluoreno, Fenantreno, Antraceno) e

de alta massa molecular (AMM - 4 a 6 anéis - benzo[a]antraceno, criseno,

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/topics/earth-and-planetary-sciences/polycyclic-aromatic-hydrocarbon

https://www-sciencedirect.ez10.periodicos.capes.gov.br/topics/agricultural-and-biological-sciences/oysters

55

55

benzo[b]fluoranteno, benzo[k]fluoranteno, benzo[a]pireno, indeno[1,2,3- cd]pireno e

o dibenzo[a, h]antraceno) para cada amostra está representado na Figura 5.2. Em

geral, as amostras apresentaram maiores concentrações de HPAs de alta massa

molecular (AMM) que de baixa massa molecular (BMM). Isso pode ser um indicativo

de que a fonte predominante de HPAs para as regiões é pirogênica (KIMBROUGH;

DICKHUT, 2006; YOSHIMINE; CARREIRA, 2012), visto que os HPAs pirogênicos

são resultantes da combustão incompleta da matéria orgânica em altas

temperaturas em curto tempo de duração, e normalmente estão associados à

fuligem formada durante o processo de combustão (BURGESS et. al., 2003,

MAUAD, 2010). Uma vez emitidos na atmosfera, os HPAs podem ser depositados

sob a forma seca (vapor ou particulada) ou úmida (precipitação sob a forma

dissolvida ou particulada) sobre sistemas aquáticos e terrestres (GARBAN et al.

2002; ROSE; RIPPEY, 2002; MEIRE et al. 2007). Os poluentes pirolíticos fortemente

ligados a partículas de fuligem depositados sobre sistemas aquáticos normalmente

são ingeridos através do sistema digestivo das ostras, na forma de partículas

associadas a matéria orgânica, bioacumulando-se nos tecidos lipídicos (BAUMARD

et al., 2009). A alta lipofilicidade (log KOW > 5) desses compostos também deve ser

considerada, visto que existe uma maior afinidade entre HPAs de AMM e o teor

lipídico do organismo (LACROIX et al., 2014).

As amostras de ostras coletadas em Madre de Deus apresentaram maiores

proporções de HPAs de alta massa molecular quando comparadas àquelas

coletadas nas demais localidades. Estudo realizado por Silva (2009) em amostras de

material particulado atmosférico demostrou que, nessa região (Madre de Deus), as

concentrações de HPAs se distribuem em 98 % para HPAs de AMM e 2 % para

HPAs de BMM. A autora afirma ainda que estes maiores valores de HPAs de AMM

estão ligados à influência constante das atividades desenvolvidas na Refinaria de

Petróleo, do intenso fluxo hidroviário e do tráfego de automóveis.

56

56

Figura 5.2. Porcentagens de compostos de baixa massa molecular (BMM - 2 a 3 anéis – Naftaleno,

Acenaftileno, Acenafteno, Fluoreno, Fenantreno, Antraceno) e de alta massa molecular (AMM - 4 a 6

anéis - benzo[a]antraceno, criseno, benzo[b]fluoranteno, benzo[k]fluoranteno, benzo[a]pireno,

indeno[1,2,3- cd]pireno e o dibenzo[a, h]antraceno) relativos soma dos 16 Hidrocarbonetos

Policíclicos Aromáticos prioritários em amostras de ostras da Baía de Todos os Santos.


As razões entre as concentrações de Fenantreno / Antraceno (FEN/ANT)

variaram entre 0,59 e 15,1 (Tabela 5.3). Elas confirmam que a principal fonte de

HPAs para as regiões estudadas são pirolíticas (< 15, WISE et al. 1988). HPAs

resultantes de processos de alta temperatura, como a combustão incompleta de

combustível fóssil, podem resultar em baixas razões FEN / ANT (WISE et al. 1988;

BENNER et al. 1989, 1990; ZULOAGA et al. 2009), isso porque o FEN é mais

termodinamicamente estável do que o ANT, portanto, maiores valores para a relação

FEN/ANT indicam poluição de fonte petrogênica e menores valores, pirolíticas

(SOCLO et al., 2008). Maiores valores foram encontrados nas estações OJ#1 e

OJ#4, no rio Jaguaripe e menores em OJ#2 e estações em Madre de Deus.

0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100%

OP#1

OP#2

OP#3

OP#4

OJ#1

OJ#2

OJ#3

OJ#4

OMD#1

OMD#2

BMM AMM

57

57

Tabela 5.3. Razão Fenantreno sobre Antraceno (FEN/ANT) em relação à concentração encontrada

em ostras (ng g-1

ps) em estações do rio Paraguaçu, rio Jaguaripe e Madre de Deus.

Paraguaçú Jaguaripe Madre de Deus

OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2

FEN/ANT 8,53 2,22 7,71 8,19 15,1 0,59 0,61 12,85 0,62 1,16


Os valores variaram entre 2,22 a 8,53 para o rio Paraguaçú, 0,62 e 1,16 para

Madre de Deus e 0,59 a 15,1 para o Jaguaripe, este apresentou uma estação

(OJ#1) com indicação de fonte petrogênica, mesmo que mínima. Entretanto, a

predominância de BMM sobre AMM não corrobora com esta relação, apontando

para uma fonte pirogênica, assim como as demais.

A análise de componentes principais (PCA) aplicada aos HPAs estudados

mostrou que os dois fatores principais (F1 e F2) podem explicar 68,1% da variação

dos dados analíticos, com F1 explicando 45,8% variância dos dados e F2, 22,3%

(Figura 5.3). O agrupamento dos compostos indica que cada conjunto isolado

representa um perfil específico de HPA e que o arranjo das variáveis pode estar

relacionado aos pesos moleculares dos compostos HPA.

58

58

Figura 5.3. Análise de Componentes Principais (PCA, à esquerda) e Análise Hierárquica de

Agrupamentos (ACH, à direita) dos 16 HPAs estudados nos sites do rio Paraguaçú, rio Jaguaripe e o

porto de Madre de Deus. As siglas podem ser identificadas através da descrição da Tabela 5.1.


As estações OMD#1 e OMD#2 são as que possuem uma maior relação com

HPAs de AMM, consequentemente obtendo maiores concentrações destes

compostos, seguido das estações do rio Paraguaçú e Jaguaripe, respectivamente. É

possível observar também que as estações com maiores concentrações de HPAs

(OMD#1, OMD#2 e OJ#4) são influenciadas por contaminantes diferentes. As

estações de Madre de Deus têm as maiores concentrações de HPAs de AMM, já a

estação 4 no rio Jaguaripe apresenta predomínio de HPAs de BMM e de

Benzo[k]fluoranteno. Essa fonte petrogênica no rio Jaguaripe pode estar relacionada

a atividades de transporte marítimo, pesca e industrial, onde pode ocorrer o

vazamento de combustíveis e depósito HPAs de origem atmosférica.

No Brasil, não existem regulamentações que indiquem os níveis máximos de

contaminação em bivalves para consumo humano. Entretanto, a Agência de

Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA, 2000) possui diretrizes que

sugerem valores para alguns dos 16 HPAs prioritários. Na Tabela 5.4, estão listados

os valores máximos de referência estabelecidos em USEPA (2000), bem como os

valores encontrados na BTS.

59

59

Tabela 5.4. Concentração Limite (CL, ng g-1

em peso seco) dos compostos usados pela USEPA

(2000) para determinar a contaminação de organismos aquáticos: rio Paraguaçú (OP#1, OP#2, OP#3

e OP#4), rio Jaguaripe (OJ#1, OJ#2, OJ#3 e OJ#4) e Madre de Deus (OMD#1 e OMD#2).

Sites

Composto CL

(ng g-1

ps) OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2

NAF 4,3.105 7,23 4,88 6,99 4,65 0,51 4,70 4,21 11,26 3,00 5,33

ACF 6,5.105 0,22 0,10 0,19 0,67 0,01 0,15 <LDM 0,14 0,03 <LDM

FLU 4,3.105 0,59 0,37 0,43 0,48 0,03 0,28 0,36 0,65 <LDM 0,50

FEN 3,2.106 2,47 1,87 1,97 2,96 0,17 1,46 1,61 3,48 1,86 2,58

ANT 3,2.105 0,29 0,84 0,26 0,36 0,01 2,49 2,64 0,27 2,99 2,21

FLT 4,3.105 2,77 3,61 1,69 2,32 0,16 1,90 2,62 2,23 5,14 5,58

PI 3,2.105 5,25 3,42 2,04 1,72 0,17 1,54 2,51 2,40 5,53 4,98

BaA 150 0,55 0,37 0,54 1,14 0,04 0,51 0,59 0,43 1,37 1,18

CRI 1,5.104 1,01 0,88 0,89 1,31 0,08 0,76 1,10 0,63 3,74 4,32

BbF 150 1,49 2,44 1,47 2,06 0,07 0,60 0,73 0,99 5,66 2,49

BkF 1500 0,66 2,18 1,40 1,37 0,09 0,66 0,98 7,98 1,31 1,75

BaP 15 0,30 0,81 0,38 0,44 0,01 0,14 0,17 0,15 0,53 1,43

IND 150 0,33 0,81 0,63 0,93 0,04 0,28 0,39 0,34 1,45 0,71

DBA 15 0,63 1,08 1,82 1,30 0,22 0,96 1,18 0,67 2,08 0,85


Todas as estações ficaram abaixo dos limites propostos, indicando que as ostras

encontradas nas regiões estudadas não causam risco à saúde humana no que

tange ao consumo desses moluscos. Entretanto, deve-se tomar cuidado ao se

aplicar estes índices estabelecidos para os Estados Unidos, pois os compostos

usados como marcadores foram escolhidos conforme uma realidade que este local

vive, muito diferente do encontrado no Brasil, principalmente na região da Baía de

Todos os Santos.

60

60

Para quantificar e avaliar o risco de câncer associado à exposição aos HPAs

através do consumo de ostras foi utilizada a abordagem de equivalência tóxica total

em função do benzo[a]pireno (BaP TEQ) (YU et al., 2016). Os valores BaP TEQ

para HPAs foram calculados usando Equação 5.2:

Eq. 5.2: ∑

Ci = concentração de HPA específico (ng g-1),

TEFi = fator equivalente tóxico para compostos individuais de HPAs.

Os TEFs calculados de sete PAHs carcinogênicos, consistindo de BaA, BaP,

BkF, BbF, CRI, DBA e IND, foram definidos de acordo com as diretrizes USEPA

(1992), e os TEFs de ACF, ACE, FLU, FEN, ANT, FLT, PI e BgP foram

desenvolvidos por Nisbet e Lagoy (1992). Os valores de BaP TEQ encontrados no

presente estudo variaram de 0,28 a 4,17 (Tabela 5.5).

Tabela 5.5. Concentrações totais do Quociente de Equivalência Tóxica de Benzo[a]Pireno em ostras

no rio Paraguaçú, Jaguaripe e Madre de Deus.

Paraguaçú Jaguaripe Madre de Deus

OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2

1,39 2,61 2,82 2,50 0,28 1,44 1,79 1,33 4,17 3,11


Esses valores são próximos aos encontrados por Yu et al. (2016), na Costa

Oriental de Guangdong, onde as concentrações de HPAs também se apresentaram

baixas. Houve uma variação entre 0,10 (OJ#1) e 4,42 (OMD#2), maiores valores

foram encontrados em Madre de Deus, demostrando que possivelmente as altas

concentrações do contaminante podem influenciar no risco de câncer a humanos

(IARC, 1987). Resultados individuais dos HPAs demostraram que os BaP TEQ do

BaP e o DBA são os mais cancerígenos dentre os compostos estudados em relação

às estações (Apêndice B, tabela B2). O risco cancerígeno pela exposição alimentar

de HPAs também foi avaliado através da equação 6.2 definida pela USEPA (1992):

61

61

Eq. 6.2:

Onde RPCV é o risco progressivo de câncer ao longo da vida; TC é a taxa de

consumo (g d-1); FE é a frequência de exposição (365 dias ano-1); DE é a duração da

exposição (ano, adultos = 70 anos); IC é o fator de inclinação ao câncer

(7,3 ((mg kg-d)-1)-1); PM é o peso corporal médio (60 kg para adultos); EV é a

expectativa de vida média para carcinogênicos (25.550 dias); e FC é o fator de

conversão (10-6 mg ng- 1). A Taxa de Consumo foi estimada para 80% da

quantidade de ostras ingeridas pela população rural de Guangdong – China

(34,8d-1), isso porque não foram encontrados valores de consumo para o Brasil ou

para algum local da América.

O Food and Drug Administration (FDA, 2010), agência federal do Departamento

de Saúde e Serviços Humanos dos Estados Unidos, aponta que os riscos de câncer

serão considerados insignificantes onde o RPVC estimado é de 1 em 100.000 (≤ 1 x

10-5 ) e em caso do RPVC ser estimado em 1 em 10.000 (≥ 1 x 10 -4), a avaliação de

risco deve ser apurada e medidas de gerenciamento de risco devem ser tomadas.

A estação OP#2, OP#3 e OP#4 o rio Paraguaçu, e as estações de Madre de

Deus apresentaram níveis acima do aceitável para de risco de câncer de acordo

com o FDA (2010, Figura 5.4), o que aponta necessidade de avaliação ambiental

detalhada dessas áreas. Esses valores podem ser influenciados pelas maiores

concentrações de BaP serem encontradas nessas estações, em relação as demais.

Nenhuma das estações ultrapassou o nível de risco de câncer grave.

62

62

Figura 5.4. Risco progressivo de câncer ao longo da vida proposto pelo FDA (2010) relacionado aos

16 Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos nos sites do rio Paraguaçú, rio Jaguaripe e o porto de

Madre de Deus.


Este trabalho forneceu informações sobre a distribuição espacial, a provável

fonte e os potenciais riscos à saúde provenientes da contaminação por HPAs em

ostras da Baía de Todos os Santos. O nível de contaminação das amostras

coletadas no rio Jaguaripe, rio Paraguaçú e Madre de Deus são baixos. As ostras

encontradas na região do Porto de Madre de Deus apresentam maiores

concentrações desses contaminantes devido às atividades antrópicas que ocorrem

na região. As estações apresentaram em sua maioria hidrocarbonetos policíclicos

aromáticos de alta massa molecular, o que pode ser um indicativo de fonte pirolítica.

Estações do rio Paraguaçú e Madre de Deus apresentaram níveis acima do nível

aceitável de risco de câncer (RPVC), apontando uma necessidade de avaliação

ambiental dessas áreas.

0E+001E-052E-053E-054E-055E-056E-057E-058E-059E-051E-04

OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1OMD#2

Nível de risco de câncer grave

Nível de risco máximo aceitável

63

63

6. CONCLUSÃO GERAL

Este estudo pautou-se na bioacumulação e potencial de biomonitoramento da

espécie Crassostrea rhizophorae, em escala laboratorial e ambiental. Para isto,

analisou-se geoquimicamente a presença de Hidrocarbonetos Policíclicos

Aromáticos em ostras desta espécie.

Através dos resultados obtidos em ambas as situações de avaliação, a espécie

demostrou ter alta capacidade de bioacumulação de Hidrocarbonetos Policíclicos

Aromáticos e que esta está associada de forma mais significativa à matriz aquosa.

Este estudo pode ser utilizado para futuras avaliações e diagnósticos

ambientais. Pesquisas futuras são necessárias para compreender a taxa de

acumulação e depuração desta espécie para esses contaminantes.

64

64

REFERÊNCIAS

ABREU-MOTA, M. A.; BARBOZA, C. A. M., BÍCEGO, M. C., MARTINS, C. C.

Sedimentary biomarkers along a contamination gradient in a human-impacted sub-

estuary in Southern Brazil: a multi-parameter approach based on spatial and

seasonal variability. Chemosphere, v. 103, p. 156 – 163, 2014.

AGUIRRE-RUBÍ, J. R.; LUNA-COSTA, A.; ETXEBARRÍA, N.; SOTO, M.;

ESPINOSA, F.; AHRENS, M. J.; MARIGÓMES, I. Chemical contamination

assessment in mangrove-lined Caribbean coastal systems using the oyster

Crassostrea rhizophorae as biomonitor species. Environmental Science and

Pollution Research, v. 25, p.13396-13415, 2018.

ALBERGARIA-BARBOSA, A. C. R.; DA SILVA, D. A. M.; DA SILVA ROCHA, A. J.;

TANIGUCHI, S.; PATIRE, V. F.; DIAS, J. F.; FERNANDEZ, W. SILVA ; BÍCEGO, M.

C. Evaluation of polycyclic aromatic hydrocarbons bioavailability on Santos Bay

(Brazil) through levels of biliary metabolites. Marine Pollution Bulletin, v. 129,

p.822-828, 2018.

ALBERGARIA-BARBOSA, A. C. R.; PATIRE, V. F.; TANIGUCHI, S.; FERNANDEZ,

W. S.; DIAS, J. F.; BICEGO, M. C. Mugil curema as a PAH biovailability monitor for

Atlantic West sub-tropical estuaries. Marine Pollution Bulletin, v. 114, p. 609-614,

2017.

ALEGBELEYE, O. L.; OPEOLU, B. O.; JACKSON, V. A. Polycyclic Aromatic

Hydrocarbons: a critical review of environmental occurrence and bioremediation.

Environmental Assessment, v. 60, p. 758 – 783, 2017.

ALMEIDA, M.; NASCIMENTO, D. V.; MAFALDA, P. O. ; PATIRE, V. F.;

ALBERGARIA-BARBOSA, A. C. R. Distribution and sources of polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs) in surface sediments of a Tropical Bay influenced by

anthropogenic activities (Todos os Santos Bay, BA, Brazil). Marine Pollution

Bulletin, December, v.137, p. 399-407, 2018.

ANDRADE, R.L.B. ; HATJE, V. ; MASQUÉ, P. ; ZURBRICK, C.M. ; BOYLE, E.A. ;

SANTOS, W.P.C. Chronology of anthropogenic impacts reconstructed from sediment

65

65

records of trace metals and Pb isotopes in Todos os Santos Bay (NE Brazil). Marine

Pollution Bulletin, v. 125, p. 459-471, 2017.

ASTM - American Society for Testing and Materials. (1994; Reapproved in 2013).

E1022 -Standard Guide for Conducting Bioconcentration Tests with Fishes and

Saltwater Bivalve Mollusks.

AUFFRET, M.; DUCHEMIN, M.; ROUSSWATER, S.; BOUTET, I.; TANGUY, A.;

MORAGA, D. Monitoring of immunotoxic responses in oysters reared in areas

contaminated by “Erika” oil spill. Aquatic Living Resource, v. 17, p. 297-302, 2004.

BAHIA. Estudo de Impacto Ambiental e Relatório de Impacto Ambiental

(EIA/RIMA) do Estaleiro do Paraguaçu. Meio físico. Bahia, 303 p., 2009.

BARROSO, H. S. Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) em

organismos marinhos da Baía de Almirantado, Península Antártica. 2010. 160 f.

Tese (Doutorado Ciências, área de Oceanografia Química e Geológica), Instituto

Oceanográfico, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2010.

BARTOLOMÉ, L.; ETXEBARRIA, N.; MARTÍNEZ-ARKARAZO, I.; RAPOSO, J.C.;

USOBIAGA, A.; ZULOAGA, O.; RAINGEARD, D.; ORTIZ-ZARRAGOITIA, M.;

CAJARAVILLE, M.P. Distribution of organic microcontaminants, butyltins, and

metals in mussels from the Estuary of Bilbao. Archives of Environmental

Contamination and Toxicology, v. 59, p. 244-254, 2010.

BAUMARD, P. ; BUDZINSKI, H. ; GARRIGUES, P. ; SORBE, J.C. ; BURGEOT, T. ;

BELLOCQ, J. Concentrations of PAHs (polycyclic aromatic hydrocarbons) in various

marine organisms in relation to those in sediments and to trophic level. Marine

Pollution Bulletin, v. 36, p. 951-960, 1998.

BAUMARD, P.; BUDZINSKI, H.; GARRIGUES, P. Determination of polycyclic

aromatic hydrocarbons (PAHs) in sediments and mussels of the Western

Mediterranean Sea. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 1 , p. 765-776,

2009.

BAUMARD, P.; BUDZINSKI, H.; GARRIGUES, P.; NARBONNE, J. F.; BURGEOT,

T., MICHEL, X., BELLOCQ, J. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) burden of

66

66

mussels (Mytilus sp.) in different marine environments in relation with sediment PAH

contamination, and bioavailability. Marine Environmental Research, v. 47, p. 415-

439, 1999.

BAUSSANT, T.; SANNI, S.; JONSSON, G., SKADSHEIM, A.; BØRSETH, J. F.

Bioaccumulation of polycyclic aromatic compounds: 1. Bioconcentration in two

marine species and in semipermeable membrane devices during chronic exposure to

dispersed crude oil. Environmental Toxicology Chemistry, v. 20, p. 1175-1184,

2011.

BAUSSANT, T.; SANNI, S.; SKADSHEIM, A.; JONSSON, G.; BØRSETH, J. F.;

GAUDEBERT, B. Bioaccumulation of polycyclic aromatic compounds: 2. Modeling

bioaccumulation in marine organisms chronically exposed to dispersed oil.

Environmental Toxicology and Chemistry, v. 20, p.1185-1195, 2010.

BENNER, B. A.; GORDON, G. E.; WISE, S. A. Mobile sources of atmospheric

polycyclic aromatic hydrocarbons: a roadway tunnel study. Environmental Science

& Technology, v. 23, p. 1269–1278, 1989.

BIHARI, N.; FAFANĐEL, M. PIŠKUR, V. Polycyclic aromatic hydrocarbons and

ecotoxicological characterization of seawater, sediment, and mussel Mytilus

galloprovincialis from the Gulf of Rijeka, the Adriatic Sea, Croatia. Archives of

Environmental Contamination and Toxicology, v. 52, p. 379–387, 2007.

BOAVENTURA, S. R. Distribuição de metais traço em superfície no Município

de Madre de Deus, Bahia. Dissertação (mestrado) – Programa de Pós-graduação

em Geoquímica: Petróleo e Meio Ambiente - POSPETRO, Instituto de Geociências,

Universidade Federal da Bahia, 2011 - Salvador, 2011. 70f.

BOJES, H. K.; POPE, P. G. Characterization of EPA’s 16 priority pollutant polycyclic

aromatic hydrocarbons (PAHs) in tank bottom solids and associated contaminated

soils at oil exploration and production sites in Texas. Regulatory Toxicology and

Pharmacology, v. 47, p.288-295, 2007.

67

67

BORJA, A., FRANCO, J., PÉREZ, V. A marine biotic index to establish the ecological

quality of soft-bottom benthos within european estuarine and coastal environments.

Marine Pollution Bulletin, v. 40, p. 1100–1114, 2000.

BOURGEAULT, A.; GOURLAY-FRANCE, C. Monitoring PAH contamination in water:

Comparison of biological and physico-chemical tools. (Report) The Science of the

Total Environment, v. 454-455, p. 328, 2013.

BRAGG, J. R., OWENS, E. H. (1995). Shoreline cleansing by interactions between

oil and fine mineral particles. Proceedings of the 1995 International Oil Spill

Conference, 4620, 219–227, 1995.

BRAGG, J. R.; PRINCE, R. C.; HARNER, E. J.; ATLAS, R. M. Effectiveness of

bioremediation for the Exxon Valdez oil spill. Nature, v. 368, p. 413-418, 1994.

BRASIL. Instrução Normativa Interministerial n. 07 de 8 de maio de 2012. Institui o

Programa Nacional de Controle Higiênico-Sanitátrio de Moluscos Bivalves (PNCMB).

Brasília, 9 mai. 2012. Seção 1, p.55.

BRITO, G.B.; DE SOUZA, T.L.; COSTA, F. N.; MOURA, C.W.; KORN, M.G. Baseline

trace elements in the seagrass Halodule wrightii Aschers (Cymodoceaceae) from

Todos os Santos Bay, Bahia, Brazil. Marine Pollution Bulletin, v. 104 , p. 335-342,

2016.

BURGESS, R. M.; AHRENS, M. J.; HICKEY, C. W.; DEN BESTEN, P. J.;

HULSCHER, D. T.; VAN HATTUM, B.; MEADOR, J. P. AND DOUBEN, P. E. T. An

Overview of the Partitioning and Bioavailability of PHAs in Sediments and Soils.

PAHs: an ecotoxicological perspective. John Wiley & Sons, p 99-216, 2003.

BUSTAMANTE, P.; LUNA-ACOSTA, A.; CLEMENS, S.; CASSI, R.; THOMAS-

GUYON, H.; WARNAU, M. Bioaccumulation and metabolisation of 14C- pyrene by

the Pacific oyster CRASSOSTREA GIGAS exposed via seawater. Chemosphere, v.

87, p. 938-44, 2012.

CACCIATORE, F.; BERNARELLO, V.; BOSCOLO, B., ROSSELLA ; SESTA, G.;

FRANCESCHINI, G.; MAGGI, C.; GABELLINI, M.; LAMBERTI, C. V. PAH (Polycyclic

Aromatic Hydrocarbon) bioaccumulation and PAHs/shell weight index in Ruditapes

68

68

philippinarum (Adams & Reeve, 1850) from the Vallona lagoon (northern Adriatic

Sea, NE Italy). Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 148, p.787-798, 2018.

CAJARAVILLE, M.P.; MARIGOMEZ, J.A.; ÂNGULO, E. Comparative effects of the

water accommodated fraction of 3 oils on mussels. 1: Survival, growth and gonad

development. Comparative Biochemistry and Physiology C – Pharmacology

Toxicology & Endocrinology, v. 102, p. 103-112, 1992.

CELINO, J. J.; CORSEUIL, H. X.;FERNANDES, M.; GARCIAK. S.. Distribution and

sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in the aquatic environment: a

multivariate analysis. Revista Escola de Minas, v. 63, 2010.

CHOY, E.; JO, Q.; MOON, H.-B.; KANG, C.-K.; KANG, J.-C. Time-course uptake and

elimination of benzo(a)pyrene and its damage to reproduction and ensuing

reproductive outputs of Pacific oyster, Crassostrea gigas. Marine Biology, v.151,

p.157-165, 2007.

CIRANO, M., LESSA, G.C. Oceanographic characteristics of Baía de Todos os

Santos, Brazil. Revista Brasileira de Geofísica, v. 25, p. 363-387, 2007.

CLIFON, A. Oil Spills – Environmental Issues, Prevention and Ecological

Impacts. Nova Iorque: Nova Publisher, 2014, 241 p.

CORTAZAR, E.; BARTOLOMÉ, L.; ARRASATE, S.; USOBIAGA, A.; RAPOSO, J.;

ZULOAGA, O.; ETXEBARRIA, N. Distribution and bioaccumulation of PAHs in the

UNESCO protected natural reserve of Urdaibai, Bay of Biscay. Chemosphere, v.

72 , p. 1467-1474, 2008.

CRA – Centro de Recursos Ambientais. Diagnóstico da concentração de metais

pesados e hidrocarbonetos de petróleo nos sedimentos e biota da Baía de

Todos os Santos. Consórcio BTS Hydros CH2MHILL. Governo do Estado da Bahia,

v. II, CRA, Bahia, Brasil (2004), 2004.

DAHLE, S.; SAVINOV, V.; MATISHOV, G.; EVENSET, A.; NOES, K. Polycyclic

aromatic hydrocarbons (PAHs) in the bottom sediments of the Kara Sea shelf, Gulf of

Ob and Yenisei Bay. Science of Total Environment, v. 306, p. 57–71, 2003.

69

69

DE SOUZA, M.; WINDMÖLLER, C.; HATJE, V. Shellfish from Todos os Santos Bay,

Bahia, Brazil: Treat or threat? Marine Pollution Bulletin, v. 62, p. 2254-2263, 2011.

DELISTRATY, D. Toxic equivalency factor approach for risk assessment of polycyclic

aromatic hydrocarbons. Toxicological & Environmental Chemistry,v. 64, 1997.

DI POI, C.; EVARISTE, L.; SÉGUIN, A.; MOTTIER, A.; PEDELUCQ, J.; LEBEL, J-M,

SERPENTINI, A.; BUDZINSKI, H., COSTIL, K. Sub-chronic exposure to fluoxetine in

juvenile oysters (Crassostrea gigas): uptake and biological effects. Environmental

Science and Pollution Research, v. 23, p. 5002-5018, 2016.

DOUBEN, P. E. T. (2003). PAHs: an ecotoxicological perspective. Hoboken, NJ,

USA: Wiley, 2003, 406 p.

DOURADO, J. B. Elementos traço em sedimentos e Crassostrea rhizophorae

(Gmelin, 1791) em área sob influência de carcinicultura, Salinas da Margarida,

Bahia. 2013, 104 f. Dissertação (Mestrado em Geoquímica: Petróleo e Meio

Ambiente) - Universidade Federal da Bahia, Salvador, 2013.

EÇA, G.F.; PEDREIRA, R.M.A.; HATJE, V. Trace and major elements distribution

and transfer within a benthic system: Polychaete Chaetopterus variopedatus,

commensal crab Polyonyx gibbesi, worm tube, and sediments. Marine Pollution

Bulletin, v.74, p. 32-41, 2013.

EIA – U.S. INDEPENDENT STATICS & ANALYSIS (U.S.

ENERGY INFORMATION ADMINISTRATION). International Energy Statics. Em:

https://www.eia.gov/beta/international/data/browser/#/?pa=000000000000

0000000000000000000000g&c=ruvvvvvfvtvnvv1urvvvvfvvvvvvfvvvou20ev

vvvvvvvvnvvuvo&ct=0&tl_id=5-A&vs=INTL.53-1-AFG-

TBPD.A&vo=0&v=H&end=2017 . Último Acesso: 24 de abril de 2017.

ERTL, N. G.; O'CONNOR, W. A.; BROOKS, P.; KEATS, M.; ELIZUR, A. Combined

exposure to pyrene and fluoranthene and their molecular effects on the Sydney rock

oyster, Saccostrea glomerata. Aquatic Toxicology, v.177, p.136-145, 2016.

FENT, K. Ecotoxicological effects at contaminated sites. Toxicology, v. 205, p. 223–

240, 2004.

70

70

FICK, J.; LINDBERG, R.H.; TYSKLIND, M.; LARSSON, D.G. Predicted critical

environmental concentrations for 500 pharmaceuticals. Regulatory Toxicology

Pharmacology, v. 58, p. 516–523, 2010.

FDA (U.S. Food and Drug Administration) Protocol for Interpretation and Use of

Sensory Testing and Analytical Chemistry Results for ReOpening Oil-Impacted

Areas Closed to Seafood Harvesting, 2010.

FROUIN, H.; PELLERIN, J.; FOURNIER, M.; PELLETIER, E.; RICHARD, P.;

PICHAUD, N.; ROULEAU, C.; GARNEROT, F. Physiological effects of polycyclic

aromatic hydrocarbons on soft-shell clam Mya arenaria. Aquatic Toxicology, v.82,

p.120-134, 2007.

GARBAN, B.; BLANCHOUD, H.; MOTALAY-MASSEI, A.; CHEVREUIL, M. &

OLLIVON, D. Atmospheric bulk deposition of PAHs onto France: trends from urban to

remote sites. Atmospheric Environment, v. 36, p. 5395-5403, 2002.

GARCIA, K. S. Biodisponibilidade e toxicidade de contaminantes em

sedimentos na porção nordeste da Baía de Todos os Santos. Tese (Doutorado

em Geoquímica Ambiental), Instituto de Geociências da Universidade Federal

Fluminense, Niterói, 2009.

GARCÍA-RICO, L.; TEJEDA-VALENZUELA, L.; JARA-MARINI, M.E.; GÓMEZ-

ÁLVAREZ, A. Dissolved and particulate metals in water from Sonora Coast: a pristine

zone of Gulf of California. Environmental Monitoring and Assessment. v. 176, p.

109-123, 2011.

GASPARE, L.; MACHIWA, J.F; MDACHI, S.M.J.; STRECK, G.; BRACK, W.

Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) contamination of surface sediments and

oysters from the inter-tidal areas of Dar es Salaam, Tanzania. Environmental

Pollution, v. 157 , p. 24-34, 2009.

GEFFARD, G.; BUDZINSKI, H.; LE MENACH, K. Chemical and ecotoxicological

characterization on the “Erika” petroleum: Bio test applied to petroleum water–

accommodated fractions and natural contaminated samples. Aquatic Living

Resource, v. 17, p. 289–296, 2004.

71

71

GIANNAPAS, M.; KARNIS, L.; DAILIANIS, S. Generation of free radicals in

haemocytes of mussels after exposure to low molecular weight PAH components:

immune activation, oxidative and genotoxic effects. Comparative Biochemistry and

Physiology C – Pharmacology Toxicology & Endocrinology, v. 155, p. 182-189,

2012.

GUANGUO, L. 1990. Different Types of Ecosystem Experiments, p. 7-19. In C. M.

Lalli (ed.), Enclosed Experimental Marine Ecosystems: A Review and

Recommendations. Springer-Verlag, 1990.

GUO, Y.; WU, K.; HUO, X.; XU, X. Sources, distribution, and toxicity of polycyclic

aromatic hydrocarbons. Journal of Environmental Health, v. 73, p. 22-25, 2011.

GUSMÃO, L. F. M. (2004). Efeitos do cobre e cromo na comunidade

zooplanctônica: um estudo experimental em mesocosmos. Escola de

Engenhaira - Universidade de São Paulo, São Carlos, 288 f. 2004.

GUSTITUS, S. A.; JOHN, G. F.; CLEMENT, T. P. Effects of weathering on the

dispersion of crude oil through oil-mineral aggregation. Science of the Total

Environment, v. 587, p. 36-46, 2017.

GUZMÁN-GARCÍA, X.; MARTÍNEZ-LÓPEZ, A.; RODRÍGUEZ-MEDINA, L.;

GONZÁLEZ-MÁRQUEZ H., VÁZQUEZ-BOTELLO, A. Cambios tisulares en el

ostión, Crassostrea virginica por exposición y depuración al cadmio. Hidrobiologica,

v. 17, p. 41-48, 2007.

HADLICH, G. M. et al. Apicuns na Baía de Todos os Santos, Bahia: distribuição

espacial, descrição e caracterização física e química. In: QUEIROZ, A. F. de S.;

CELINO, J. J.. (Org.). Avaliação de ambientes na Baía de Todos os Santos:

aspectos geoquímicos, geofísicos e biológicos. 1 ed. Salvador: Universidade

Federal da Bahia, 2008, p. 59-72.

HAN, Y.; NAMBI, I. M.; PRABHAKAR, C. T. Environmental impacts of the Chennai oil

spill accident - A case study. Science of Total Environment, v. 626, p. 795-806,

2018.

72

72

HARRAD, S. J.; SMITH, D. J. Bioaccumulation factors (BAFs) and biota to sediment

accumulation factors (BSAFs) for PCBs in pike and eels. Environmental Science

and Pollution Research International, v. 4, p. 189-193, 1997.

HATJE, V.; ANDRADE, J. B. (Org.). Baía de Todos os Santos: Aspectos

Oceanográficos. Salvador: EDUFBA, 2009. 304 p.

HATJE, V.; BARROS, F. Overview of the 20th century impact of trace metal

contamination in the estuaries of Todos os Santos Bay: past, present and future

scenarios. Marine Pollution Bulletin, v. 64, p 2603 – 2614, 2012.

HWANG, H-M; WADE, T. L., SERICANO, P. Residue-response relationship between

PAH body burdens and lysosomal membrane destabilization in eastern oysters

(Crassostrea virginica) and toxicokinetics of PAHs. Journal of Environmental

Science and Health, Part A, v. 43, p. 1373-1380, 2008.

IARC - International Agency for Research on Cancer. Arsenic. In: International

Agency for Research on Cancer. Overall evaluations of carcinogenicity: an

updating of IARC monographs, Volumes 1 to 42. Lyon, France: IARC; 1987.

IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA, 2018.

Pesquisa Nacional por Amostra de Domicílios: síntese de indicadores 2018.

Salvador: IBGE. IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística.

JOYCE, A. S.; PIROGOVSKY, M. S.; ADAMS, R. G.; LAO, W.; TSUKADA, D.;

CASH, C.L.; HAW, J.F.; MARUYA, K.A. (2015). Using performance reference

compound-corrected polyethylene passive samplers and caged bivalves to measure

hydrophobic contaminants of concern in urban coastal seawaters. Chemosphere, v.

127, p. 10-7, 2015.

KAMEL, N.; ATTIG, H.; DAGNINO, A.; BOUSSETTA, H.; BANNI, M. Increased

temperatures affect oxidative stress markers and detoxification response to

benzo[a]pyrene exposure in mussel Mytilus galloprovincialis. Archives of

Environmental Contamination and Toxicology, v.63, p. 534-43, 2012.

KANHAI, LA ; GOBIN, JUDITH ; BECKLES, DENISE ; LAUCKNER, BRUCE ;

MOHAMMED, AZAD. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Crassostrea

73

73

rhizophorae and Cathorops spixii from the Caroni Swamp, Trinidad, West Indies.

Environmental Science and Pollution Research, v.22, p.1366-1379, 2015.

KASIOTIS, K. M.; EMMANOUIL, C. Advanced PAH pollution monitoring by bivalves.

Environmental Chemistry Letters, v. 13, p. 395–411, 2015.

KIMBROUGH, K. L.; DICKHUT, R. M. Assessment of polycyclic aromatic

hydrocarbon input to urban wetlands in relation to adjacent land use. Marine

Pollution Bulletin, v. 52, p.1355-63, 2006.

KIMBROUGH, K. L.; JOHNSON, W. E.; LAUTENSTEIN, G. G.; CHRISTENSEN, J.

D.; APETI, J. D. (2008). An Assessment of Two Decades of Contaminant

Monitoring in the Nation’s Coastal Zone. Silver Spring, MD. NOAA Technical

Memorandum NOS NCCOS 74. 105 p, 2008.

LACROIX, C.; LE CUFF, N.; RECEVEUR, J.; MORAGA, D.; AUFFRET, M.;

GUYOMARCH, J. Development of an innovative and "green" stir bar sorptive

extraction–thermal desorption–gas chromatography–tandem mass spectrometry

method for quantification of polycyclic aromatic hydrocarbons in marine biota.

Journal of Chromatography A, v.1349, p.1-10, 2014.

LAFFON, B.; RÁBADE, T.; PÁSARO, E.; MÉNDEZ, J. Monitoring of the impact of

Prestige oil spill on Mytilus galloprovincialis from Galician coast. Environment

International, v. 32, p. 342-8, 2006.

LAW, R. J.; BISCAYA, J. L. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) – Problems and

progress in sampling, analysis and interpretation. Marine Pollution Bulletin, v. 29,

p. 235-241, 1994.

LAWAL, A. T. Polycyclic aromatic hydrocarbons. A review. Environmental Science,

v. 3, 2017.

LEÓN, V.M.; MORENO-GONZÁLEZ, R.; GONZÁLEZ, E.; MARTÍNEZ, F.; GARCÍA,

V.; CAMPILLO, J. A. Interspecific comparison of polycyclic aromatic hydrocarbons

and persistent organochlorines bioaccumulation in bivalves from a Mediterranean

coastal lagoon. Science of the Total Environment, v. 463-464, p. 975-87, 2013.

74

74

LI, J.; LI, F.; LIU, Q. PAHs behavior in surface water and groundwater of the Yellow

River estuary: Evidence from isotopes and hydrochemistry. Chemosphere, v. 178,

p. 143-153, 2017.

LIMA, P. C. R.; LIMA, P. G. D. Análise das rodadas de licitação previstas para o

pré-sal. Consultoria Legislativa – Estudo técnico, 45 p., 2017.

LIVINGSTONE, D. Biotechnology and pollution monitoring: use of molecular

biomarkers in the aquatic environment. Journal of Chemical Technology &

Biotechnology, v. 57, p. 195-21, 1993.

LIVINGSTONE, D. R.. Biotechnology and pollution monitoring: Use of molecular

biomarkers in the aquatic environment. Journal of Chemical Technology and

Biotechnology, v. 57, p. 195-211, 1993.

LÜCHMANN, K. H.; MATTOS, J. J.; SIEBERT, M. N.; GRANUCCI, N.;

DORRINGTON, T. S.; BÍCEGO, M. C.; TANIGUCHI, S.; SASAKI, S. T.; DAURA-

JORGE, F. G.; BAINY, A. C.. Biochemical biomarkers and hydrocarbons

concentrations in the mangrove oyster Crassostrea brasiliana following exposure to

diesel fuel water-accommodated fraction. Aquatic Toxicology, v. 105, p. 652-660,

2011.

LUNA-ACOSTA, A., BUSTAMANTE, P., BUDZINSKI, H., HUET, V., THOMAS-

GUYON H. Persistent organic pollutants in a marine bivalve on the Marennes-Oléron

Bay and the Gironde Estuary (French Atlantic Coast) - part 2: potential biological

effects. Science of the Total Environment. v. 514 , p. 511-522, 2015.b

LUNA-ACOSTA, A.; BUDZINSKI, H.; LE MENACH, K.; THOMAS-GUYON, H.;

BUSTAMANTE, P. Persistent organic pollutants in a marine bivalve on the

Marennes-Oléron Bay and the Gironde Estuary (French Atlantic Coast) - part 1:

bioaccumulation. Science of the Total Environment. V. 514 , p. 500-510, 2015.a

LUNA-ACOSTA, A.; KANAN, R.; LE FLOCH, S.; HUET, V.; PINEAU, P.;

BUSTAMANTE, P.; THOMAS-GUYON, H. Enhanced immunological and

detoxification responses in Pacific oysters, Crassostrea gigas, exposed to chemically

dispersed oil. Water Research, v. 45, p. 4103-4118, 2011.

75

75

MacKAY, D.; ARNOT, J. A.; GOBAS, F. A. P. C.; POWELL, D. E. Mathematical

relationships between metrics of chemical bioaccumulation in fish.

Environmental Toxicology Chemical, v. 32, p. 1459-1466, 2013.

MARIN-MORALES, M. A.; LEME, D.M.; MAZZEO, D.E.C. A review of hazardous

effects of polycyclic aromatic hydrocarbon on living organisms. P.A. Haines, M.D.

Hendrickson (Eds.), Polycyclic Aromatic Hydrocarbon: Pollution, Health Effects

and Chemistry, Nova Science Publishers, p. 1-50, 2009.

MARTINO, R. C.; CRUZ, G. M. Proximate composition and fatty acid content of the

mangrove oyster Crassostrea rhizophorae along the year seasons. Brazilian

Archives of Biology and Technology, v. 47, p. 955-960, 2004.

MARTINS, C. C.; BÍCEGO, M. C., MAHIQUES, M.M.; FIGUEIRA, R. C. L.;

TESSLER, M. G.; MONTONE, R. C. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in a

large South American industrial coastal area (Santos Estuary, Southeastern Brazil):

Sources and depositional history. Marine Pollution Bulletin, v. 63, p. 452-458,

2011.

MARTINS, M.; COSTA P. M.; FERREIRA, A. M.; COSTA, M. H. Comparative DNA

damage and oxidative effects of carcinogenic and non-carcinogenic sediment-bound

PAHs in the gills of a bivalve. Aquatic Toxicology, v. 142, p. 85-95, 2013.

MAUAD, C. R. Variações geocronológicas de carbono negro e HPA na Baía de

Guanabara como indicadores de fontes de combustão. Dissertação (Mestrado)

– Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro, Departamento de Química,

2010. – 2010. 165 f.

MEDEIROS, P. M.; BÍCEGO, M. C. Investigation of natural and anthropogenic

hydrocarbon inputs in sediments using geochemical markers: I. Santos, SP – Brazil.

Marine Pollution Bulletin, v. 49, p. 761-769, 2004a.

MEDEIROS, P. M.; BÍCEGO, M. C. Investigation of natural and anthropogenic

hydrocarbon inputs in sediments using geochemical markers: II. São Sebastião, SP –

Brazil. Marine Pollution Bulletin, v. 49, p. 892-899, 2004b.

76

76

MEIRE, R. O.; AZEREDO, A.; TORRES, J. P. M. Aspectos ecotoxicológicos de

hidrocarbonetos policíclicos aromáticos. Oecologia Brasiliensis, v. 11, p. 188-201,

2007.

MILINKOVITCH, T.; KANAN, R.; THOMAS-GUYON, H.; LE FLOCH, S. Effects of

dispersed oil exposure on the bioaccumulation of polycyclic aromatic hydrocarbons

and the mortality of juvenile Liza ramada. Science of the Total Environment, v.

409, p. 1643-1650, 2011.

MONSERRAT, J. M.; BIANCHINI, A.; BAINY, A. C. D. Kinetic and toxicological

characteristics of acetylcholinesterase from the gills of oysters (Crassostrea

rhizophorae) and other aquatic species. Marine Environmental Research, v. 54, p.

781-785, 2002.

MOORE, M. N.; LIVINSTONE, D. R.; WIDDOWS, J. Hydrocarbons in marine

mollusks: Biological effects and ecological consequences. In: Varanasi, U., ed.

Metabolism of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in the Aquatic Environment.

Boca Raton, FL: CRC Press, 1898, p. 291 – 328.

MOREIRA, I. T. A. Investigação dos possíveis impactos ecológicos do petróleo

sobre comunidades biológicas estuarinas na Baía de Todos os Santos e no sul

da Bahia: OSA como uma ferramenta norteadora. Instituto de Geociências,

Universidade Federal da Bahia, 265 f, 2014.

NASCIMENTO, I. A.; LEITE, M. B. N.; SANSONE, G.; PEREIRA, S.A.; SMITH, D. H.

Stress protein accumulation as an indicator of impact by the petroleum industry in

Todos os Santos Bay, Brazil. Aquatic Ecosystem Health and Management, v. 1, p.

101-108, 1998.

NEFF, J. Bioaccumulation in Marine Organisms. Elsevier Science, 2002. 468 p.

NISBET, I.C.; LAGOY, P.K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs) Regulatory Toxicology and Pharmacology, v. 16, p 290-

300, 1992.

NOAA Technical Memorandum NMFS-NWFSC-125. (2014). Northwest Fisheries

Science center’s analyses of tissue, sediment and water samples for organic

77

77

contaminants by gas chromatography mass spectometry and analyses of

tissue for lipid classes by thin layer crotography flame ionization detection,

2014.

PAMPANI, D. M.; SYDNES, M. O. Polycyclic Aromatic Hydrocarbon a

constituent of petroleum: Presence and Influence in the Aquatic Environment.

In: Hydrocarbon InTech, VLAMDIMIR, V.; KOLESNIKIV, A. (Eds), p. 83-118, 2013.

PATIN, S. (1999).Environmental Impact of the Offshore Oil and Gas Industry.

East Northport, NY: [s.n.], 448 p.

PEREZ-UMPHREY, A. A.; BURNS, C. M.; STOUFFER, P. C.; WOLTMANN, S.;

TAYLOR, S. S. Polycyclic aromatic hydrocarbons exposure in seaside sparrows

(Ammodramus maritimus) following the 2010 Deepwater Horizon oil spill. Science

of the Total Environment, v. 630, p. 1086-1094, 2018.

PERRICHON, P.; LE MENACH, K.; AKCHA, F.; CACHOT, J.; BUDZINSKI, H.;

BUSTAMANTE, P. Toxicity assessment of water-accommodated fractions from two

different oils using a zebrafish (Danio rerio) embryo-larval bioassay with a multilevel

approach. Science of the Total Environment, v. 568, p. 952-966, 2016.

PETROBRAS. Refinaria Landulpho Alves (RLAM). Disponível em: <

http://www.petrobras.com.br/pt/nossas-atividades/principais-

operacoes/refinarias/refinaria-landulpho-alves-rlam.htm>. Acessado em: 27 de

março de 2019.

PIMENTEL, M.S. A influência da instalação do Terminal Almirante Alves Câmara nos

índices socioeconômicos do município de Madre de Deus. Cadernos NPGA,

Salvador, v. 3, n. 1, p. 1-22, 2006.

POMBO, F. R. (2011) Gestão da demanda de água na indústria de refino de

petróleo: desafios e oportunidades de racionalização. Tese (Doutorado em

Planejamento Energético), Instituto Alberto Luiz Coimbra de Pós-Graduação e

Pesquisa em Engenharia - Universidade Federal do Rio de Janeiro, 2011. 169 p.

PREST, W. F.; RICHARDSON, B. J.; JACOBSON, L. A.; VEDDER, R.; MARTIN, M.

Monitoring organochlorines with semipermeable membrane devices (SPMDs) and

78

78

mussels (Mytilus edulis) in Coro Bay, Victoria, Australia. Marine Pollution Bulletin,

v. 17, p. 10-17, 1995.

RAMACHANDRAN, S.D.; HODSON, P.V.; KHAN, C.W.; LEE, K. Oil dispersant

increases PAH uptake by fish exposed to crude oil. Ecotoxicology Environment

Safety, v. 59, p. 300-308, 2004.

RAMDINE, G.; FICHET, D.; LOUIS, M.; LEMOINE, S. Polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs) in surface sediment and oysters (Crassostrea rhizophorae)

from mangrove of Guadeloupe: Levels, bioavailability, and effects. Ecotoxicology

and Environmental Safety, v. 79, p. 80-89, 2012.

REBELO, M. F.; AMARAL, M. C. R.; PFEIFER, W. C. Oyster condition index in

Crassostrea rhizophorae (Guilding, 1828) from a heavy-metal polluted coastal

lagoon. Marine Pollution Bulletin, v. 46, p. 1341-1358, 2003.

REZENDE, C. E.; LACERDA, L. D. Metais pesados em mexilhões perna-perna no

litoral do estado do Rio de Janeiro. Revista Brasileira de Biologia, São Carlos, v.

46, p. 239-247, 1986.

RIBANI, M.; BOTTOLI, C. B. G.; COLLINS, C. H.; JARDIM, I. C. S. F. Validação em

métodos cromatográficos e eletroforéticos. Química Nova, v. 27, p. 771 – 780, 2004.

RIOS, K. A. G. A questão da luta na/pela terra e água dos pescadores

artesanais: desafios e perspectivas do processo de regularização dos

territórios pesqueiros de Ilha de Maré (BA). Tese (Doutorado em Geografia),

Instituto de Geociências – Universidade Federal da Bahia, 2017.

RODRIGUES, M. R.; SUSLICK, S. B. An overview of Brazilian Petroleum

Exploration Lease Auction. Terrae, v. 6, n. 1, p. 6-20, 2009.

ROSE, N.L.; RIPPEY, B. The historical record of PAH, PCB, trace metal and fly-ash

particle deposition at a remote lake in noth-west Scotland. Environmental Pollution,

v. 117, p. 121-132, 2002.

SANDRINI-NETO, L.; PEREIRA, L.; MARTINS, C. C.; SILVA DE ASSIS, H. C.;

CAMUS, L.; LANA, P. C. Antioxidant responses in estuarine invertebrates exposed to

79

79

repeated oil spills: Effects of frequency and dosage in a field manipulative

experiment. Aquatic Toxicology, v.177, p. 237-249, 2016.

SILVA, A. Z.; ZANETTE, J.; FERREIRA, J. F.; GUZENSKI, J.; MARQUES, M. R. F.;

BAINY, A .C. D. Effects of salinity on biomarker responses in Crassostrea

rhizophorae (Mollusca, Bivalvia) exposed to diesel oil. Ecotoxicology and

Environmental Safety, v. 62, p. 376-382, 2005.

SILVA, S. M. T. Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos associados ao pm10

na atmosfera do recôncavo baiano: variação sazonal, caracterização de fontes

e avaliação de risco. Tese (Doutorado), Instituto de Química da Universidade

Federal da Bahia, Salvador, 2009.

SIMPSON, C. D.; Mosi, A. A.; Cullen, W. R.; Reimer, K. J. Composition and

distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon contamination in superficial marine

sediments from Kitimat Harbor, Canada. Science of the Total Environment. 181, p.

265-278, 1996.

SOCLO, H. H.; BUDZINSKI, H.; GARRIGUES, PH.; MATSUZAWA, S. Biota

accumulation of polycyclic aromatic hydrocarbons in Benin Coastal waters. Polycyclic

Aromatic Compounds, v.28, p.112-127, 2008.

SOUZA, P. R.; SOUZA, K. S.; ASSIS, C. R. D.; ARAÚJO, M. C.; SILVA, K. C. C.;

SILVA, J. F. X.; FERREIRA, A. C. M.; SILVA, V. L.; ADAM, M. L.; CARVALHO, L.

B.; BEZERA, R. S.. Acetylcholinesterase of mangrove oyster Crassostrea

rhizophorae: A highly thermostable enzyme with promising features for estuarine

biomonitoring. Aquatic Toxicology, v. 197, p. 109-121, 2018.

TEAL, J. M.; HOWARTH, R. W. Oill Spill Studies: A review of Ecological Effects.

Environmental Management, v. 8, n.1, p. 27-44, 1984.

TOLEDO-IBARRA, G.A.; DÍAZ R.K.J.; VENTURA-RAMÓN, G.H.; ROMERO-

BAÑUELOS, C.A.; MEDINA-DÍAZ I.M.; ROJAS-GARCÍA, A.E.; VEGA-LÓPEZ A.;

GIRÓN-PÉREZ, M.I. Assessment of pollution of the Boca de Camichin Estuary in

Nayarit (Mexico) and its influence on oxidative stress in Crassostrea corteziensis

80

80

oysters. Comparative Biochemistry and Physiology - Part A. v. 200, p. 47-55,

2016.

TORRES, R.; CESAR, A.; PEREIRA, C.; CHOUERI, R.; ABESSA, D.;

NASCIMENTO, M.; FADINI, P.; MOZETO, A. Bioaccumulation of Polycyclic Aromatic

Hydrocarbons and Mercury in Oysters (Crassostrea rhizophorae) from Two Brazilian

Estuarine Zones. International Journal of Oceanography, p. 8, 2012.

USEPA - US Environmental Protection Agency; Guide for the evaluation of

chemical contamination data for use in fish alerts: risk assessment and limits

of fish consumption, Water Office, EPA 823-B-00-008, EUA, 2000.

VAISMAN, A. G.; MARINS, R. V.; LACERDA, L. D. Characterization of the mangrove

oyster, Crassostrea rhizophorae, as a biomonitor for mercury in tropical estuarine

systems, northeast Brazil. Bulletin of Environmental Contamination and

Toxicology, v. 74, p. 582-588, 2005.

VALDEZ F. X. D.; AZEVEDO, M.; SILVA, M. D.; RANDI, M. A. F.; FREIRE, C. A.;

ASSIS, H. C. S.; RIBEIRO, C. A. O. Multibiomarker assessment of three Brazilian

estuaries using oysters as bioindicators. Environmental Research, v. 105, p. 350-

363, 2007.

VIANA, P.; YIN, K.; ROCKNE, K. Field measurements and modeling of ebullition-

facilitated flux of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons from sediments

to the water column. Environmental Science & Technology, v. 46, p. 12046, 2012.

WAGENER, A., HAMACHER, C., FARIAS, C., GODOY, J. M., SCOFIELD, A.

Evaluation of tools to identify hydrocarbon sources in recent and historical sediments

of a tropical bay. Marine Chemistry, v. 121, p. 67–79, 2010.

WALLNER-KERSANACH, M.; THEEDE, H.; EVERSBERG, U.; LOBO, E.S.

Accumulation and elimination of trace metals in a transplantation experiment with

Crassostrea rhizophorae. Archives of Environmental Contamination and

Toxicology, v. 38, p. 40-45, 2000.

WANICK, R. C.; KÜTTER, V. T.; TEIXEIRA, C. L.; CORDEIRO, R. C.; SANTELLI, R.

E. Use of the digestive gland of the oyster Crassostrea rhizophorae (Guilding, 1828)

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/27156678

81

81

as a bioindicator of Zn, Cd and Cu contamination in estuarine sediments (south-east

Brazil). Chemistry & Ecology, vol.28, p.103-112, 2012.

WEISBROD, A. V., BURKHARD, L. P., ARNOT, J., MEKENYAN, O., HOWARD, P.

H., RUSSOM, C. Workgroup report: review of fish bioaccumulation databases used

to identify persistent, bioaccumulative, toxic substances. Environmental Health

Perspectives, v. 115, p. 255, 2007.

WISE, S. A.; HILPERT, L. R.; REBBERT, R. E.; SANDER, L. C.; SCHANTZ, M. M.;

CHESLER, S. N. Standard Reference materials for determination of polycyclic

aromatic hydrocarbons. Fresenius’ Zeitschrift für Analytische Chemie, v. 332, p.

573–582, 1988.

XIA, X.; XIA, N.; LAI, Y.; DONG, J.; ZHAO, P.; ZHU, B.; LI, Z.; YE, W.; YUAN, Y.;

HUANG, J. Response of PAH-degrading genes to PAH bioavailability in the overlying

water, degrad suspended sediment, and deposited sediment of the Yangtze River.

Chemosphere, v.128, p. 236-244, 2015.

YAKAN, S. D.; HENKELMANN, B.; SCHRAMM, K.-W.; OKAY, O. S. Bioaccumulation

depuration kinetics and effects of benzo(a)anthracene on Mytilus galloprovincialis.

Marine Pollution Bulletin, v. 63, p.471-476, 2011.

YOSHIMINE, R. V.; CARREIRA, R. S. PAHs in cultured mussels Perna perna from a

Southeastern Brazilian Bay. Journal of the Brazilian Chemical Society. v. 23, p.

1429-1436, 2012.

YU, Z.L., LIN, Q., GU, Y.G., KE, C.L., SUN, R.X. Spatial-temporal trend and health

implications of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in resident oysters, South

China Sea: a case study of Eastern Guangdong coast. Marine Pollution Bulletin. v.

110, p. 203-211, 2016.

ZANETTE, J.; MONSERRAT, J. M.; BIANCHINI, A. Biochemical biomarkers in gills of

mangrove oyster Crassostrea rhizophorae from three Brazilian estuaries.

Comparative Biochemistry and Physiology, Part C, vol.143, p.187-195, 2006.

ZEMANEK, M. G.; POLLARD, S. J. T.; KENEFICK, S. L.; HRUDEY, S. E. Multi-

phase partitioning and co-solvent effects for polynuclear aromatic hydrocarbons

82

82

(PAH) in authentic petroleum- and creosote-contaminated soils. Environmental

Pollution, v. 98, p. 239-252, 1997.

ZHAO, X.; LIU, W.; FU, J.; CAI, Z.; O'REILLY, S. E.; ZHAO, D. Dispersion, sorption

and photodegradation of petroleum hydrocarbons in photo dispersant-seawater-

sediment systems. Marine Pollution Bulletin, v. 109, p. 526-538, 2016.

ZULOAGA, O. ; PRIETO, A. ; USOBIAGA, A. ; SARKAR, S. ; CHATTERJEE, M. ;

BHATTACHARYA, B. ; BHATTACHARYA, A. ; ALAM, MD. ; SATPATHY, K.

Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Intertidal Marine Bivalves of Sunderban

Mangrove Wetland, India: An Approach to Bioindicator Species. Water, Air, and Soil

Pollution. v. 201, p 305-318, 2009.

ZUYKOV, M., PELLETIER, E., HARPER, D. A. T. Bivalve mollusks in metal pollution

studies: From bioaccumulation to biomonitoring. Chemosphere, v. 93, p. 201-208,

2013.

83

83

APÊNDICE A

Tabela A1. Concentração dos 16 Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos prioritários definidos pela USEPA presentes das matrizes biótica, sedimentar e aquática utilizadas para a montagem dos Sistemas Experimentais.

Concentração antes da contaminação por petróleo

Compostos Ostras ng g-1

Sedimento ng g -1

Água µg L-1

Acenaftileno 3,59 6,70 0,51

Acenafteno 3,91 0,50 172

Fluoreno 24,1 1,30 0,20

Fenantreno 298 4,70 1,84

Antraceno 19,9 4,70 0,28

Fluoranteno 19,5 23,3 0,71

Pireno 64,5 24,4 0,75

Benzo[a]Antraceno 1,23 25,9 0,15

Criseno 2,18 17,3 0,21

Benzo[b]Fluoranteno 4,14 35,8 0,23

Benzo[k]Fluoranteno 6,02 21,5 6,01

Benzo[a] Pireno 1,11 43,8 0,08

Indeno[1,2,3cd]Pireno 0,05 28,4 0,04

Dibenzo[ah]Antraceno 0,01 9,00 0,01

Benzo[ghi]Perileno 0,11 24,8 0,09


Tabela A2. Concentrações dos 16 hidrocarbonetos policíclicos aromáticos prioritários determinados pela USEPA em µg L

-1 presentes do óleo do poço P-032, Bacia de Campos – Rio de Janeiro, Brasil.

Compostos Concentração (µg L-1)

Naftaleno 29.403

Acenaftileno 5.281

Acenafteno 9.001

Fluoreno 69.787

Fenantreno 35.4392

Antraceno 32.493

Fluoranteno 8.855

Pireno 46.879

84

84

Benzo[a]antraceno 3.076

Criseno 29.725

Benzo[b]fluoranteno 7.842

Benzo[K]fluoranteno 446

Benzo[a]pireno 3.131

Indeno [123cd] pireno 290

Dibenzo [ah]antraceno 1.564

Benzo [ghi] perileno 1.728


Tabela A3. Valores de Oxigênio Dissolvido (OD), Temperatura (T), Potencial hidrogeniônico (pH),

Salinidade e Amônia analisados nos dias 7, 14, 21 e 35 dos sistemas experimentais com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de

experimento (7, 14, 21 e 35 dias). NA = não analisada, pois houve processo de eutrofização no

aquário, sendo este descartado. LQM = Limite de quantificação do método.

Parâmetros físico-químicos

Experimentos

OD (mg L-1) T (°C) pH Sal Amônia (mg L-1)

SE0.1

4,8 28,0 7,23 25 <LQM

7,9 26,8 7,38 22 <LQM

4,3 27,1 7,52 24 <LQM

4,9 28,3 7,48 23 <LQM

5,9 28,1 7,78 25 <LQM

SE0.2

4,8 28,0 7,23 25 <LQM

4,0 26,5 7,37 25 <LQM

7,0 27,1 7,56 24 <LQM

6,1 28,9 7,44 24 <LQM

NA NA NA NA NA

SE0.3

4,8 28,0 7,23 25 <LQM

7,9 26,1 7,44 22 <LQM

4,0 27,0 7,36 25 <LQM

8,0 28,8 7,47 25 <LQM

5,0 28,1 7,44 24 <LQM


85

85

Tabela A4. Concentração individual dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos encontrados nas amostras de biota em ng g-1

(p.s.) em todos os sistemas


(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e

35 dias) e porcentagem de recuperação (%) do padrão interno utilizado em cada amostra.

7 DIAS

14 DIAS

Composto UN1-1 UN2-1 UN2-2 UN3-1 UN3-2 CONTROLE

UN4 UN5 UN6-1 UN6-2 CONTROLE

ACF 0,90 0,48 0,62 0,76 1,15 0,25

3,76 5,78 2,75 4,12 7,55

ACE 1,72 1,31 2,00 8,78 12,8 0,91

3,53 9,37 4,38 5,33 7,23

FLU 38,9 31,9 37,6 125 165 10,1

12,5 23,7 5,25 7,79 29,4

FEN 756 759 776 1413 1820 163

50,3 471 175 267 75,6

ANT 111 193 218 137 179 23,8

44,5 191 143 249 4,20

FLT 49,2 75,1 77,1 58,9 75,1 19,5

11,6 35,9 24,2 47,9 1,20

PI 341 595 623 418 536 69,3

244 543 512 1051 18,6

BaA 20,8 54,4 52,9 12,9 23,3 1,20

23,1 86,8 49,1 95,9 2,13

CRI 170 409 520 190 256 4,74

288 623 607 1044 9,61

BbF 15,3 53,5 55,7 17,3 20,3 1,87

53,9 151 139 288 6,06

BkF 2,59 2,55 1,50 2,10 12,4 2,05

5,04 9,62 4,05 26,5 6,67

BaP 4,73 24,7 26,2 6,40 6,86 1,92

19,8 68,9 57,4 104 1,82

IND 1,22 5,84 8,62 1,18 2,88 11,1

0,52 1,89 0,31 2,09 0,03

DBA 1,62 20,0 16,7 3,84 4,23 45,8

0,84 3,00 0,88 3,84 0,39

BgP 2,61 18,1 17,6 4,24 5,71 0,01

1,18 4,35 3,47 6,65 0,08

% Recup. p-terphenyl

112 98 119 105 124 81,6

73,5 84,7 105 108 105

86

86

21 DIAS

35 DIAS BRANCOS

Composto UN7 UN8 UN9 CONTROLE UN10-1 UN10-2 UN12 CONTROLE BR1 BR2 BR3

ACF 10,2 3,63 8,12 6,64

5,14 4,68 8,50 9,30 0,03 0,62 0,83

ACE 10,9 3,28 6,21 7,15

2,81 3,55 9,81 11,9 0,00 0,81 1,24

FLU 22,3 9,95 11,2 15,26

18,8 18,3 39,0 40,1 0,15 3,06 4,45

FEN 115 38,4 120 48,5

104 97,1 159 71,2 0,45 2,44 2,56

ANT 49,3 23,5 106 3,04

6,56 3,24 24,7 7,32 0,00 0,78 0,36

FLT 25,9 11,6 40,1 4,10

15,2 18,1 12,1 3,91 0,23 0,75 0,33

PI 305 199 551 6,89

97,4 86,3 206 7,90 0,41 1,01 0,47

BaA 36,2 17,9 58,9 1,58

322 301 20,2 1,84 0,15 0,58 0,01

CRI 437 178 767 1,60

172 163 214 5,87 0,25 0,62 0,01

BbF 98,6 68,5 204 7,98

48,9 52,5 87,4 1,33 0,26 0,20 0,01

BkF 16,9 2,4 6,61 5,21

1,71 0,71 2,74 3,54 0,16 0,31 0,55

BaP 25,5 28,1 73,5 2,30

11,5 11,8 22,8 2,77 0,13 0,02 0,01

IND 0,57 5,54 1,12 0,02

1,77 3,81 0,04 0,00 0,15 0,03 0,01

DBA 1,21 15,1 3,40 0,00

1,07 0,28 6,19 0,02 0,00 0,07 0,00

BgP 1,76 24,8 5,24 3,63 12,9 13,6 2,34 0,01 0,08 0,07 0,00

% Recup p-terphenyl

126 107 126 116 126 100 100 124 88,8 104 60,5


87

87

Tabela A5. Concentração individual dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos encontrados nas amostras de sedimento em ng g-1

(p.s.) em todos os

sistemas experimentais com 0,1 mg L -1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7,

14, 21 e 35 dias) e porcentagem de recuperação (%) do padrão interno utilizado em cada amostra.

7 DIAS

14 DIAS

21 DIAS

35 DIAS BRANCOS

Composto UN1 UN2 UN3

UN4 UN5 UN6

UN7-1 UN7-2 UN8 UN9-1 UN9-2

UN10 UN12 CONTROLE BR1 BR2

ACF 1,54 27,3 23

4,94 2,47 2,98

14,8 3,68 1,96 1,66 1,14

8,59 2,67 83,7 0,08 0,90

ACE 0,32 10,7 19

2,97 1,05 0,91

1,67 1,08 0,69 0,82 0,64

4,51 0,20 8,69 0,08 1,24

FLU 1,68 57,5 124

5,41 2,20 3,88

7,29 4,84 1,64 2,18 1,76

6,60 0,11 26,0 0,67 4,17

FEN 6,80 381 805

38,3 13,6 12,7

49,6 32,9 5,67 4,36 5,60

48,9 4,32 87,4 1,54 1,45

ANT 2,76 33,9 162

11,7 5,48 5,14

13,1 5,56 3,98 2,43 2,21

13,4 3,42 67,3 0,16 0,33

FLT 22,9 445 409

83,9 32,5 21,6

84,9 54,1 23,7 14,5 17,7

97,6 18,9 248 0,37 0,20

PI 26,3 465 951

88,2 47,4 40,5

75,5 48,8 29,2 19,4 19,5

83,3 26,3 215 0,98 0,34

BaA 18,5 296 277

69,7 27,0 16,9

47,8 44,0 25,4 17,4 13,9

73,3 16,5 217 0,01 0,01

CRI 16,0 295 853

55,1 29,6 23,7

39,5 33,7 14,7 10,3 11,5

54,5 13,8 193 0,27 0,01

BbF 34,7 350 511

67,3 46,4 46,9

86,0 52,4 36,6 22,1 32,9

64,1 31,2 616 0,28 0,00

BkF 10,4 181 176

40,8 20,5 18,3

39,4 29,4 19,3 16,4 11,7

50,1 10,2 340 0,19 0,00

BaP 26,4 384 513

105 55,9 51,8

93,9 61,3 49,9 28,1 26,1

107 34,6 670 0,11 0,20

IND 20,4 275 379

74,0 42,5 39,4

87,4 47,3 36,7 20,8 23,5

74,2 26,7 638 0,11 0,00

DBA 6,06 83,9 170

28,2 16,7 16,6

20,8 16,7 18,0 9,79 7,74

23,3 12,0 135 0,00 0,00

BgP 15,9 227 291

43,9 40,8 36,3

66,8 33,7 35,3 19,7 19,2

46,5 23,9 449 0,00 0,00


116 56,5 66,9

130 107 88,1

73,1 87,2 96,8 74,5 96,9

69,6 79,6 93,0 95,3 70,7


88

88

Tabela A6. Concentração individual dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos encontrados nas amostras de água em µg L-1

(p.s.) em todos os sistemas


(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2), 0,3 mg L-1

(SE0.3), e sem adição de óleo (SEC) ao longo dos 35 dias de experimento (7, 14, 21 e

35 dias) e porcentagem de recuperação (%) do padrão interno utilizado em cada amostra.

7 DIAS

14 DIAS

Composto UN1-1 UN1-2 UN2-1 UN2-2 UN3 CONTROLE

UN4-1 UN4-2 UN5 UN6-1 UN6-2 CONTROLE-1 CONTROLE-2

ACF 0,28 0,38 2,10 2,16 3,74 1,73

0,33 0,41 0,35 0,99 0,59 0,27 0,14

ACE 0,45 0,74 2,93 3,58 3,59 0,01

0,05 0,16 0,59 0,47 0,01 0,01 0,01

FLU 0,93 1,26 10,4 11,1 28,0 1,32

0,06 0,08 1,27 0,06 0,04 1,08 0,61

FEN 5,39 3,86 25,1 79,3 162 4,91

2,34 4,76 16,5 5,70 5,82 3,48 2,04

ANT 0,64 0,61 22,8 23,8 90,6 0,59

0,28 0,66 13,3 1,72 3,07 0,36 0,34

FLT 1,86 1,57 24,0 362 111 1,29

0,32 0,90 7,62 0,76 0,90 0,80 0,80

PI 14,3 10,43 215 1407 1580 2,55

1,88 4,79 85,2 10,5 10,6 2,69 2,52

BaA 1,82 0,08 54,3 36,4 188 0,14

0,22 0,28 12,8 0,64 0,59 0,47 0,33

CRI 11,8 8,53 309 318 1268 0,31

0,38 0,79 44,4 3,42 4,11 0,91 0,53

BbF 5,82 3,76 89,1 94,5 515 0,07

0,45 1,23 41,9 3,30 2,87 0,66 0,69

BkF 0,46 0,74 5,95 11,6 45,1 0,27

3,00 1,14 10,3 6,62 5,72 2,20 0,93

BaP 5,01 2,99 76,8 137 425 0,01

0,05 0,15 37,4 0,76 0,89 0,07 0,05

IND 0,00 0,05 34,7 41,6 149 0,00

0,01 0,00 15,9 0,13 0,05 0,00 0,00

DBA 0,03 0,03 50,1 48,1 210 0,00

0,02 0,05 2,13 0,05 0,03 0,00 0,00

BgP 1,11 0,45 54,7 203 263 0,00 0,01 0,06 25,7 0,23 3,15 0,00 0,00


93,89 104 113 121 77,1 86,7 102 112 113 86,6 116 117 103

89

89

21 DIAS

35 DIAS

Composto UN7-1 UN7-2 UN8 UN9 CONTROLE

UN10-1 UN10-2 UN12 CONTROLE

ACF 0,32 0,22 0,46 0,37 0,26

0,34 0,24 0,23 0,34

ACE 0,10 0,09 0,04 0,06 0,03

0,01 0,00 0,01 0,04

FLU 0,06 0,08 0,06 0,08 0,11

0,61 0,07 0,09 0,17

FEN 2,01 3,03 2,34 2,00 2,88

1,85 1,67 2,32 4,76

ANT 0,27 0,26 0,20 0,27 0,50

0,26 0,22 0,25 0,74

FLT 0,33 0,39 0,27 0,36 0,35

0,37 0,41 0,33 0,42

PI 2,85 3,58 2,54 3,35 1,84

3,66 4,30 2,78 1,01

BaA 0,08 0,20 0,16 0,25 0,09

0,23 0,20 0,10 0,08

CRI 0,28 0,20 0,13 0,15 0,15

0,26 0,24 0,14 0,15

BbF 0,43 0,40 0,49 0,86 0,43

0,59 0,15 0,31 0,12

BkF 2,15 4,09 1,00 0,79 0,23

3,76 1,59 2,22 5,80

BaP 0,16 0,03 0,16 0,23 0,06

0,07 0,12 0,07 0,05

IND 0,02 0,02 0,02 0,04 0,00

0,01 0,01 0,06 0,02

DBA 0,01 0,01 0,00 0,01 0,00

0,01 0,00 0,01 0,08

BgP 0,03 0,01 0,02 0,07 0,03 0,46 0,03 0,03 0,10


111 92,3 101 126 97,7 108 111 102 105

Elaboração: A autora, 2019

90

90

Tabela A7. Valores das concentrações de Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos em ng g-1

(p.s.)

em teste de extração por radiação micro-ondas. Valores para duplicada de amostra (T1 e T2), e

triplicata de amostras fortificadas (TFOR1, T FORT2 e TFORT3), Desvio Padrão Relativo das

amostras (DPR, %) e recuperação do surrogate p-terphenyl (REC, %).

Composto T1 T2 DPR TFORT1 TFORT2 TFORT3 SRD % REC%

NAF 4817 4860 0,44 3492 4619 4632 12,6 0

ACF 5,65 6,32 5,60 162 191 176 4,37 85,5

ACE 9,89 11,0 5,36 156 189 169 5,70 80,9

FLU 22,3 24,5 4,74 196 214 211 0,85 92,6

FEN 8,15 9,99 10,14 157 152 170 5,72 76,3

ANT 0,00 0,00 0,00 126 157 137 6,88 70,0

FLT 0,00 0,00 0,00 155 190 167 6,37 85,5

PI 2,81 3,33 8,47 156 187 167 5,71 83,9

BaA 0,00 0,00 0,00 132 168 148 6,31 74,7

CRI 14,7 19,6 14,2 144 178 153 7,68 72,8

BbF 16,9 26,3 21,8 170 202 186 4,04 84,6

BkF 0,00 0,00 0,00 180 232 196 8,53 101

BaP 0,00 0,00 0,00 183 233 204 6,67 103

IND 9,98 8,48 8,13 259 339 273 10,8 142

DBA 5,90 0,00 100 343 446 419 3,13 201

BgP 0,00 0,00 0,00 184 236 205 6,87 104


91

91

Tabela A8 - Valores dos Fatores de Bioacumulação normalizados pelo lipídio (FBALIPÍDICO) de

compostos aromáticos e seus respectivos Coeficientes de partição octanol/água (Log KOW), para os

experimentos com 0,1 mg L-1

(SE0.1), 0,2 mg L-1

(SE0.2) e 0,3 mg L-1

(SE0.3), ao longo dos 35 dias

de experimento; para SE0.2, valores até 21 dias. Valores adimensionais. Com ACF = Acenaftileno,

ACE = Acenafteno, FLU = Fluoreno, FEN = Fenantreno, ANT = Antraceno, FLT = Fluoranteno, PI =

Pireno, BaA = Benzo[a]Antraceno, CRI - Criseno, BkF = Benzo[k]Fluoranteno, BaP = Benzo[a]Pireno,

IND = Indeno[1,2,3cd]Pireno, DBA = Dibenzo[a,h]Antraceno, BgP = Benzo[ghi]Perileno.

SE0.1

SE0.2

SE0.3

Log

KOW 7 14 21 35

7 14 21

7 14 21 35

Co

mp

osto

s

ACF 4,07 0,23 16,1 158 21,4

0,10 22,7 32,7

0,02 10,3 32,0 135

ACE 3,92 0,15 53,2 474 567

0,23 21,7 300

0,06 47,3 144 4268

FLU 4,18 2,15 294 1246 68,2

0,45 25,5 737

0,63 290 209 1598

FEN 4,60 9,79 22,4 191 71,2

2,87 38,9 67,5

0,80 90,8 88,3 251

ANT 4,50 10,80 150 785 25,4

13,0 19,6 475

1,55 193 574 370

FLT 5,22 1,89 30,2 299 52,8

7,81 6,45 179

0,30 103 162 133

PI 5,18 1,61 115 394 28,8

0,35 8,70 323

0,07 175 242 272

BaA 5,61 3,23 146 1087 1799

0,67 9,29 460

0,03 280 343 754

CRI 5,91 0,88 773 7648 835

1,05 19,1 5868

0,01 519 7681 5640

BkF 6,84 0,39 3,85 22,6 0,56

0,53 1,28 9,78

0,00 5,86 12,3 4,53

BaP 6,50 0,08 298 1142 155

0,20 2,52 743

0,03 231 481 1216

IND 6,58 2,44 139 140 278

0,21 0,16 1109

0,00 30,9 39,9 2,53

DBA 6,50 3,71 34,59 872 122

0,17 1,93 15921

0,00 130 548 3586

BgP 7,10 0,23 54,03 344 67,2

0,33 0,23 4358

0,00 7,08 112 249

Elaboração: Autora, 2019.

92

92

APÊNDICE B

Tabela B1. Concentração individual dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos encontrados nas amostras de sedimento em ng g-1

(p.s.) em todos os sites

(rio Paraguaçu, rio Jaguaripe e Madre de Deus), amostras em duplicata e brancos de procedimento. Porcentagem de recuperação (%) do padrão interno

utilizado em cada amostra. (<LDM = abaixo do limite de detecção do método)

OP#1 OP#2-1 OP#2-2 OP#3 OP#4 OP#4-2 OJ#1 OJ#2 OJ#2-2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2 BR1 BR2 BR3

NAFT 7,23 5,12 4,64 6,99 5,50 3,81 0,51 4,56 4,83 4,21 11,26 3,00 5,33 0,11 1,58 1,65

ACF 1,20 0,13 0,74 1,60 0,35 0,18 0,08 0,35 0,77 1,00 0,44 1,50 0,66 0,00 0,01 0,00

ACE 0,22 0,09 0,11 0,19 1,15 0,19 0,01 0,06 0,23 <LDM 0,14 0,03 <LDM 0,01 0,07 0,02

FLU 0,59 0,40 0,35 0,43 0,45 0,51 0,03 0,25 0,32 0,36 0,65 <LDM 0,50 0,02 0,02 0,02

FEN 2,47 1,78 1,96 1,97 3,04 2,89 0,17 1,89 1,03 1,61 3,48 1,86 2,58 0,59 0,55 0,56

ANT 0,29 1,50 0,19 0,26 0,36 0,36 0,01 2,91 2,06 2,64 0,27 2,99 2,21 0,01 0,01 0,01

FLT 2,77 5,23 1,98 1,69 2,35 2,29 0,16 2,10 1,71 2,62 2,23 5,14 5,58 0,09 0,09 0,10

PI 5,25 4,83 2,00 2,04 1,76 1,68 0,17 1,61 1,48 2,51 2,40 5,53 4,98 0,15 0,21 0,13

BaA 0,55 0,31 0,43 0,54 1,11 1,17 0,04 0,52 0,50 0,59 0,43 1,37 1,18 0,02 0,02 0,03

CRI 1,01 1,09 0,67 0,89 1,15 1,48 0,08 0,89 0,64 1,10 0,63 3,74 4,32 0,24 0,27 0,40

BbF 1,49 3,98 0,89 1,47 2,19 1,93 0,07 0,63 0,57 0,73 0,99 5,66 2,49 0,14 0,20 0,34

BkF 0,66 2,51 1,86 1,40 0,97 1,76 0,09 0,84 0,48 0,98 7,98 1,31 1,75 0,14 0,18 0,34

BaP 0,30 1,46 0,17 0,38 0,48 0,41 0,01 0,11 0,17 0,17 0,15 0,53 1,43 0,01 0,01 0,02

IND 0,33 1,34 0,28 0,63 1,04 0,81 0,04 0,31 0,24 0,39 0,34 1,45 0,71 0,01 0,01 0,02

DBA 0,63 1,29 0,88 1,82 1,75 0,84 0,22 1,08 0,83 1,18 0,67 2,08 0,85 0,00 0,01 0,02

BgP 0,66 2,37 0,44 0,89 0,77 0,70 0,02 0,51 0,33 0,81 0,30 1,59 1,73 0,01 0,02 0,03

% Recup. p-terphenyl 86,5 88,0 70,9 79,9 72,2 80,2 70,8 72,7 82,0 83,7 69,8 87,7 82,6 56,5 71,3 115


93

93

Tabela B2. Concentração individual dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos encontrados nas amostras de sedimento em ng g-1

(p.s.) em todos os sites

(rio Paraguaçu, rio Jaguaripe e Madre de Deus), amostras em duplicata e brancos de procedimento. Porcentagem de recuperação (%) do padrão interno

utilizado em cada amostra.

TEF OP#1 OP#2 OP#3 OP#4 OJ#1 OJ#2 OJ#3 OJ#4 OMD#1 OMD#2

NAF 0,001 0,007 0,005 0,007 0,005 0,001 0,005 0,004 0,011 0,003 0,005

ACF 0,001 0,001 0,000 0,002 0,000 0,000 0,001 0,001 0,000 0,001 0,001

ACE 0,001 0,000 0,000 0,000 0,001 0,000 0,000 NA 0,000 0,000 NA

FLU 0,001 0,001 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,001 NA 0,000

FEN 0,001 0,002 0,002 0,002 0,003 0,000 0,001 0,002 0,003 0,002 0,003

ANT 0,010 0,003 0,008 0,003 0,004 0,000 0,025 0,026 0,003 0,030 0,022

FLT 0,001 0,003 0,004 0,002 0,002 0,000 0,002 0,003 0,002 0,005 0,006

PI 0,001 0,005 0,003 0,002 0,002 0,000 0,002 0,003 0,002 0,006 0,005

BaA 0,145 0,079 0,054 0,079 0,165 0,006 0,073 0,085 0,063 0,199 0,171

CRI 0,004 0,004 0,004 0,004 0,006 0,000 0,003 0,005 0,003 0,016 0,019

BbF 0,167 0,249 0,407 0,246 0,344 0,012 0,101 0,122 0,165 0,945 0,415

BkF 0,020 0,013 0,044 0,028 0,027 0,002 0,013 0,020 0,160 0,026 0,035

BaP 1,000 0,303 0,813 0,384 0,444 0,013 0,138 0,172 0,150 0,530 1,431

IND 0,055 0,018 0,044 0,035 0,051 0,002 0,015 0,022 0,019 0,080 0,039

DBA 1,110 0,697 1,204 2,019 1,438 0,245 1,060 1,314 0,749 2,307 0,940

BgP 0,010 0,007 0,014 0,009 0,007 0,000 0,004 0,008 0,003 0,016 0,017

ΣTEQ - 1,39 2,61 2,82 2,50 0,28 1,44 1,79 1,33 4,17 3,11


Documents

UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA INSTITUTO DE ......A lenda viva chamada Marcos de Almeida. Aquele que me socorreu nos momentos de desespero, que ajudou no entendimento dos processos