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UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE
INSTITUTO DE QUÍMICA
PÓS-GRADUAÇÃO EM GEOCIÊNCIAS - GEOQUÍMICA
VINICIUS ANDRADE SOUZA
DISTRIBUIÇÃO DE METAIS (AL, FE, MN, CU, ZN, PB E HG), EM
SEDIMENTOS SUPERFICIAIS DO RESERVATÓRIO DE JUTURNAIBA, RIO
DE JANEIRO, BRASIL
NITERÓI
2013
VINICIUS ANDRADE SOUZA
DISTRIBUIÇÃO DE METAIS (AL, FE, MN, CU, ZN, PB E HG), EMSEDIMENTOS SUPERFICIAIS DO RESERVATÓRIO DE JUTURNAIBA,
RIO DE JANEIRO, BRASIL
Dissertação apresentada ao Curso de PósGraduação em Geociências da UniversidadeFederal Fluminense, como requisito parcialpara obtenção do Grau de Mestre - Área deConcentração: Geoquímica Ambiental.
Orientador: Prof. Dr. Julio Cesar F. A. Wasserman
Niterói2013
Dedico este trabalho À minha mãe Lenalda, minha luz, religião e vida. Por
estar sempre acreditando nos meus passos e me dando abrigo, depois de cada queda.
AGRADECIMENTOS
Agradeço primeiramente aos meus Orixás, que nunca me desamparam nos momentos
mais difíceis da vida.
Agradeço aos profissionais da UFF que, de diferentes maneiras, ajudaram nessa minha
caminhada: Júlio Wasserman, pela orientação e amizade; Emannoel V. Silva Filho, Wilson
Machado e Ana Regina, por terem dividido comigo conhecimentos e, ajudado na construção
desse trabalho através do acesso aos seus laboratórios. Gostaria também de agradecer aos
amigos funcionários que tornaram mais fácil minha vida na UFF: Nivaldo Camacho, Derli e
Ciça Filgueiras.
À minha família e amigos, por estarem sempre prontos a tornar minha vida mais leve,
dividindo alegrias, desilusões, estresses, realizações e sonhos, entre eles meus pais, Lenalda
Santos e Anselmo Souza, minha irmã, Maria Ester, Karen Gonçalves e Victor Silveira.
Aos camaradas de várias comemorações, sempre dispostos a prestarem alguma forma
de ajuda: Renato Pereira, Thiago Figueiredo, Leonardo Frasão, Monique Souza, Giovana
Vignoli, Sarah Rodrigues, Cristiane Pereira, Marina Freire, Bruna Dias
Ao Conselho Nacional de Ensino e Pesquisa (CNPq), pelo apoio financeiro.
Sem essas pessoas e outras tantas que, mesmo não citadas, são aqui lembradas, este
trabalho não teria um final feliz.
RESUMO
A poluição do meio ambiente por metais pesados é um problema global, porque esses metais
não são biodegradáveis, podem apresentar grande dispersão em compartimentos ambientais e
a maioria deles têm efeitos tóxicos sobre os organismos vivos. Como Juturnaíba é um
ambiente protegido, acaba funcionando como uma barreira geoquímica de metais que entram
no reservatório a partir da bacia de drenagem. Além disso, parte da paisagem foi inundada
após a construção da barragem, o que favoreceu o desenvolvimento de condições anóxicas,
com possível redução do potencial redox dentro dos sedimentos e consequente modificação
das condições geoquímicas. A diversidade de usos do sistema hídrico para abastecimento de
água, controle de inundações, irrigação agrícola, recreação e pesca, não só justifica o
conhecimento sobre a dinâmica como torna urgente a análise do comportamento de alguns
poluentes no Juturnaíba. Uma avaliação da distribuição dos metais Al, Pb, Cu, Mn, Fe e Zn e
Hg, nos sedimentos superficiais do Reservatório Juturnaíba, foi objeto do trabalho aqui
apresentado. Os mapas de distribuição das concentrações totais dos metais indicam que os
maiores valores de Pb, Zn, Mn e Hg estão associados com o rio Bacaxá. Os outros metais Al,
Fe e Cu tiveram maiores concentrações associadas com o aporte do Rio São João, próximo ao
vertedouro da barragem. É necessário também destacar que as maiores concentrações Pb, Zn,
Mn e Hg ocorrem em uma área de significativa produção de macrófitas, onde o processo de
metilação pode ser mais significativo, o que constitui ameaça à saúde humana e a do meio
ambiente. Mais estudos com foco na hidrodinâmica do reservatório são necessários para uma
melhor compreensão dos processos que controlam as concentrações.
Palavras-chave: Reservatório Tropical. Saúde Pública. Qualidade dos Sedimentos.
ABSTRACT
The environmental pollution by heavy metals is a global problem because these metals are not
biodegradable, they can present a great dispersion in environmental compartments and most
of them have toxic effects on living organisms. Juturnaíba is a protected environment and
functioning as a geochemistry metal barrier that entering in the reservoir from the watershed.
Moreover, part of the landscape was flooded after the construction of the dam, which favored
the development of anoxic conditions, with possible reduction in redox potential of the
sediments and the consequent change in geochemical conditions. The variety of uses of the
water system for water supply, flood control, agricultural irrigation, recreation and fishing,
not only justifies the knowledge about the dynamics as it becomes urgent to analyze the
behavior of some pollutants in Juturnaíba. An assessment of the distribution of the metals Al,
Pb, Cu, Mn, Fe and Zn and Hg in surface sediments Juturnaíba Reservoir, was the object of
the work presented here. The distribution maps of total concentrations of metals indicate that
the highest values of Pb, Zn, Mn and Hg are associated with the river Bacaxá. The other
metals Al, Cu and Fe concentrations were associated with higher intake of Rio San Juan, near
the spillway of the dam. It is also necessary to highlight that the highest concentrations Pb,
Zn, Mn and Hg occur in an area of significant production of macrophytes, where the
methylation process can be more significant, which constitutes a threat to human health and
the environment. Further studies focusing on the hydrodynamics of the reservoir are needed
for a better understanding of the processes controlling concentrations.
Key-words: Tropical Reservoir. Public Health. Sediment Quality.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Localização do Reservatório de Juturnaiba.............................................................19
Figura 2 - Localização das estações de amostragem de sedimentos........................................21
Figura 3 - Registro dos pontos de interseção das radiais com as isolinhas de
concentração..............................................................................................................................23
Figura 4 - Porcentagem da fração menor que 63 m..............................................................24
Figura 5 - Distribuição das concentrações de COT dadas em% (p/p) nos sedimentos do
reservatório de Juturnaíba........................................................................................................25
Figura 6 - Distribuição das concentrações de Hg....................................................................26
Figura 7 - Atenuação do Hg no Reservatório de Juturnaíba. Os valores de atenuação são adimensionais............................................................................................................................28
Figura 8 - Localização das estações de amostragem de sedimentos........................................33
Figura 9 - Porcentagem da fração menor que 63 m..............................................................37
Figura 10 - Distribuição das concentrações de COT...............................................................38
Figura 11 - Distribuição das concentrações de P.....................................................................40
Figura 12 - Distribuição das concentrações de N....................................................................40
Figura 13 - Distribuição das concentrações de Pb...................................................................42
Figura 14 - Distribuição das concentrações de Zn...................................................................42
Figura 15 - Distribuição das concentrações de Mn..................................................................43
Figura 16 - Distribuição das concentrações de Cu...................................................................43
Figura 17 - Distribuição das concentrações de Fe...................................................................44
Figura 18 - Distribuição das concentrações de Al...................................................................45
Figura 19 - Atenuação do Mn no reservatório de Juturnaiba...................................................47
Figura 20 - Atenuação de Pb no reservatório de Juturnaiba....................................................48
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Comparação dos resultados obtidos neste estudo com outros trabalhos.................27
Tabela 2 - Comparação das concentrações de metais obtidos neste estudo com os resultados
obtidos em outros ambientes de barragens...............................................................................46
Tabela 3 - Concentração total de Al, Pb, Cu, Mn, Fe, Zn, Hg (em mg/kg) e nutrientes COT, N e P (% p/p), em sedimentos superficiais do reservatório de Juturnaiba....................................62
Tabela 4 - Fator de Enriquecimento e Correção Granulométrica dos metais Cu, Zn, Mn, Pb e Fe...............................................................................................................................................63
Tabela 5 - Matriz de correlação de Pearson entre os metais....................................................63
LISTA DE ABREVIAÇÕES
Al Alumínio
CO2 Gás Carbônico
COT Carbono Orgânico Total
Cu Cobre
DNOCS Departamento Nacional de Obras Contra a Seca
Fe Ferro
Hg Mercúrio
Km Quilômetro
mm Milímetro
m Metro
NO Óxido de Nitrogênio
Mn Manganês
N Nitrogênio
P Fósforo
Zn Zinco
µ Micrômetro
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................... 11
2 DISTRIBUIÇÃO DE MERCÚRIO EM SEDIMENTOS DE RESERVATÓRIO
TROPICAL NO BRASIL.......................................................................................................16
2.1 INTRODUÇÃO.................................................................................................................16
2.2 MATERIAIS E MÉTODOS...............................................................................................18
2.2.1 Área de estudo ................................................................................................................ 19
2.2.2 Amostragem e procedimentos analíticos ...................................................................... 21
2.4 RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................................................................23
2.5 CONCLUSÃO....................................................................................................................28
3 DISTRIBUIÇÃO DE METAIS PESADOS EM SEDIMENTOS DO RESERVATÓRIO
DE JUTURNAÍBA, RIO DE JANEIRO, BRASIL..............................................................30
3.1 INTRODUÇÃO.................................................................................................................30
3.2 MATERIAIS E MÉTODOS...............................................................................................32
3.2.1 Área de estudo ................................................................................................................ 32
3.2.2 Amostragem e procedimentos analíticos......................................................................34
3.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................................................................36
3.4 CONCLUSÃO...................................................................................................................48
4 CONSIDERAÇÕES FINAIS .......................................................................................... 50
5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................ 52
6 ANEXOS............................................................................................................................61
11
1 INTRODUÇÃO
Os metais estão amplamente distribuídos pela crosta terrestre e, juntamente com outros
elementos, fazem parte da estrutura cristalina das rochas. Introduzidos nos sistemas naturais
através de processos geoquímicos, a exemplo do intemperismo, o aumento das concentrações
dos metais no meio ambiente é na maior parte das vezes resultado das atividades humanas
como reflexo de sua larga utilização pelas indústrias (KJELLSTROM, 1984).
Desde a revolução industrial, a quantidade e os tipos de poluentes que são lançados no
meio ambiente têm aumentado rapidamente, levando à deterioração ambiental e rápida
depleção dos produtos naturais não renováveis (BOHRER, 1995). Até mesmo em regiões não
submetidas à contaminação industrial, como na Antártida e na Groenlândia, significativas
concentrações de Pb foram registradas em testemunhos de gelo. O nível de Pb no gelo da
Groelândia aumentou mais de 100 vezes a partir do início do século 20, enquanto na Antártida
as concentrações de Cu e Zn também aumentaram significativamente devido às emissões
industriais (PLANCHON, 2002).
Rodriguez et al. (2000); Zheng et al. (2008) consideram que os contaminantes podem
atingir os ecossistemas aquáticos por meio de fontes difusas e/ou fontes pontuais. Fontes
difusas podem incluir o escoamento superficial de áreas agrícolas, urbanas e industriais, águas
subterrâneas contaminadas, remobilização a partir do próprio sedimento, disposição de
material dragado e precipitação atmosférica, deposição via seca e úmida, enquanto a descarga
direta de efluentes industriais e urbanos são exemplos de fontes pontuais. Tais aportes
antrópicos trazem consigo consideráveis concentrações de espécies químicas tóxicas,
sobretudo os metais, que são acrescentadas às concentrações geogênicas naturalmente
encontradas no meio ambiente.
No meio ambiente, a remediação da contaminação por metais se torna difícil devido a
sua alta persistência e baixa degradabilidade (YUAN, 2003). Por isso, é importante destacar a
diferença entre contaminação e poluição, uma vez que a água de um rio pode estar
contaminada e não estar poluída, por estes elementos. Estará contaminada se tiver algum
contaminante químico a exemplo do mercúrio estiver presente, pois a contaminação é causada
pela presença, no ambiente, de substâncias ou microrganismos nocivos à saúde. Já o conceito
de poluição esta relacionado à promoção de desequilíbrio ecológico, ou seja, alterações
ecológicas causadas pela emissão de substâncias toxicas no ambiente, que ultrapassem a
capacidade do sistema de se auto-depurar quando é alvo de alguma perturbação.
Em lagoas situadas em áreas altamente urbanizadas o material particulado oriundo do
escoamento superficial pode ser a principal fonte de metais para o ambiente (STOICHEV et
al., 2006). Estudo desenvolvido por Zheng et al. (2008), indicam que mais de 90% dos metais
que são levados aos ecossistemas aquáticos estão relacionados a partículas em suspensão e a
sedimentos. No caso de contaminação por mercúrio, em sistemas aquáticos, o estudo de Kudo
et al. (1977), indicam que a quase totalidade do Hg, aproximadamente 98%, se encontra no
sedimento, enquanto que peixes, invertebrados e plantas acumulam somente 0,22% do
mercúrio total que contamina um ambiente aquático.
Uma vez nos reservatórios de água os metais podem se apresentar associados aos
sedimentos particulados em suspensão ou de fundo, nas formas solúveis ou podem estar
assimilados à biota. Essas diferentes fases estão associadas a uma série de processos
químicos, físico-químicos e geoquímicos, tais como: adsorção, complexação, precipitação e
assimilação biológica, que favorecem a retenção nos sedimentos superficiais, dos metais
associados a diversos substratos, a exemplo das superfícies de argilominerais, óxidos e
hidróxidos de ferro e manganês, carbonatos, sulfetos e matéria orgânica (PATCHINEELAM et
al., 1983).
Os sedimentos tendem a fornecer uma excelente prova do impacto antropogênico, pois
permite uma avaliação mais consistente da variabilidade espacial e temporal da contaminação,
em relação à água, isto porque podem concentrar contaminantes, mesmo que em baixos níveis
(GUEVARA, 2005). Esta é uma importante característica, já que alguns cátions de metais,
mesmo em concentrações reduzidas, ao atingirem as águas de um reservatório podem sofrer o
efeito denominado de bioacumulação e biomagnificação, ou seja, como não são essenciais ao
ciclo metabólico dos organismos vivos, a exemplo do Hg e Pb, são então armazenados e
ampliados nos tecidos dos seres vivos que integram a cadeia alimentar do ecossistema
(LOSKA, 2003).
Apesar de se concentrarem principalmente no sedimento superficial, os metais não
estão permanentemente fixados neste compartimento abiótico, e podem ser remobilizados
para coluna d´água, devido a alterações nas condições ambientais, tais como pH,
hidrodinâmica, salinidade e potencial redox ou presença de quelantes orgânicos (SOARES et
al., 1999), o que torna os sedimentos uma fonte difusa de contaminantes, mesmo após a
desativação da fonte primária de poluição (SALOMONS, 1994).
Análises químicas de perfis ou testemunhos de sedimentos podem representar a chave
para a interpretação dos eventos que ocorrem num reservatório de água ao longo do tempo. O
Al, por exemplo, pode responder pela maior abundancia na matriz dos sedimentos. Os
nutrientes, como carbono orgânico (CO), nitrogênio (N) e fósforo (P), contribuem com cerca
de 10% da composição dos sedimentos lacustres recentes. Elementos como manganês (Mn) e
ferro (Fe), estão presentes com cerca de 5% desta composição. Os elementos traço como o
mercúrio (Hg), cobre (Cu), zinco (Zn) e chumbo (Pb), representam apenas 0,1% da
composição sedimentar (REIMANN; CARITAT, 1998).
Alguns destes elementos químicos já citados podem influenciar um desequilíbrio
natural e até mesmo causar a exposição de populações humanas a riscos de saúde, pela
ingestão de organismos contaminados (MARQUES et al., 1999). A manifestação dos efeitos
tóxicos está associada à forma química, a propriedade toxicológica do elemento, a
concentração, as vias de exposição e à dose incorporada, podendo afetar vários órgãos,
alterando os processos bioquímicos, organelas e membranas celulares. No entanto, existem
diversos metais que são essenciais para os sistemas biológicos, mas em concentrações tão
pequenas que estes elementos são designados como micronutrientes, como é o caso do zinco e
do ferro.
A ação química dos metais tem despertado grande interesse ambiental, sendo a
questão da contaminação do ambiente aquático um dos principais objetos de estudo na
atualidade. Nas últimas décadas, a difusão do conceito “saúde dos ecossistemas”, tem sido
usado com maior freqüência na literatura, e pelos gerentes ambientais que começaram a
considerar a proteção dos ecossistemas aquáticos como uma das prioridades do manejo
ambiental (TUNDISI, 2006).
A preocupação pela contaminação por metais se deve, em parte, ao fato dos metais não
possuírem caráter biodegradativo no meio ambiente, o que acaba determinando sua
permanência em ciclos biogeoquímicos globais nos quais as águas naturais são os principais
meio de transporte. Em alguns casos as concentrações de alguns metais nos ambientes
aquáticos podem acabar superando a capacidade de suporte do meio, sendo este, definido
como nível de utilização dos recursos naturais que um ecossistema ambiental pode suportar,
garantindo-se a sustentabilidade e a conservação de tais recursos e o respeito aos padrões de
qualidade ambiental (MMA, 2011).
Ainda são poucos os estudos nos países tropicais que têm centrado o foco em sistemas
fluviais construídos como barragens, onde os metais pesados nos sedimentos podem ser
afetados, entre tantos outros fatores, pelas mudanças físico-químicas da água e pelo seu tempo
de renovação prolongada (KUMMU, 2007).
Partindo desse pressuposto, optamos por estudar a concentração dos metais Fe, Mn,
Al, Cu, Pb, Zn e Hg, nos sedimentos superficiais do reservatório de Juturnaíba, que por ser
um ambiente lêntico, acaba funcionando como uma barreira geoquímica para metais, isto
porque, os metais que entram no reservatório pela via fluvial, acabam perdendo energia e se
sedimentam, em razão das baixas hidrodinâmicas. Como resultado, nos sedimentos anóxicos
destes ambientes podem ocorrer deposição e acumulação de metais, o que deixa estes
compartimentos vulneráveis à contaminação.
A bacia hidrográfica do rio São João foi considerada pelo Ministério do Meio
Ambiente como área de extrema importância para a conservação da biodiversidade aquática,
uma vez que a ictiofauna do Rio São João é composto por mais de 90 espécies de peixes
(MMA, 2002). Com isso, a atividade de pesca no reservatório de Juturnaiba é frequente.
No desenvolvimento do trabalho descrevemos a distribuição dos metais na área da
represa, a partir dos pontos de maiores concentrações, usando para isso o modelo de
atenuação, que indica a partir de dados de concentração de um poluente, seu comportamento
em um determinado ecossistema e a extensão de seu alcance, com intuito de poder estimar sua
mobilidade. Também comparamos as concentrações encontradas em Juturnaiba com padrões
registrados na literatura e levantamos informações que podem servir em futuros programas de
gestão do reservatório.
No presente estudo avaliamos a fixação preferencial de metais entre as frações
granulométricas estudadas utilizando o calculo do Índice Geoquímico de Distribuição
Granulométrica (IGDG). Santos et al. (2002) empregaram o teor do metal determinado na
fração <0,063 mm (fração argilosa), para o cálculo do IGDG, onde, majoritariamente, se
concentram os argilominerais e a matéria orgânica.
A avaliação quantitativa do grau de poluição por metais nos sedimentos do
reservatório foi feito através do cálculo do Índice de Geoacumulação (IGEO) (MÜLLER,
1979), utilizando como teores de background os valores obtidos dos folhelhos (REIMANN;
CARITAT, 1983). Essa metodologia de avaliação vem sendo, tradicionalmente, utilizada por
diversos outros autores (RODRIGUES-FILHO, 1995; RODRIGUES-FILHO et al., 1997; MI-
ZUSAKI et al., 2006; CESAR et al., 2011) e, dessa forma, os dados gerados constituem um
bom parâmetro de comparação.
O resultado do estudo está sendo apresentado na forma de artigos: um sobre a
distribuição de Hg em sedimentos superficiais do reservatório de Juturnaiba e outro sobre a
distribuição de outros metais (Al, Cu, Zn, Mn, Pb e Fe) em sedimentos superficiais do mesmo
reservatório.
2 DISTRIBUIÇÃO DE MERCÚRIO EM SEDIMENTOS DE RESERVATÓRIO
TROPICAL NA REGIÃO SUDESTE DO BRASIL
2.1 INTRODUÇÃO
O mercúrio (Hg) é um poluente de preocupação global para a saúde humana, devido à
sua toxicidade e capacidade de longo alcance pelo transporte atmosférico (USEPA, 1997). O
lançamento deste poluente por atividades antropogênicas e sua capacidade de transporte
atmosférico, têm aumentado significativamente suas concentrações no ambiente aquático e,
consequentemente, na biota. Lindqvist (1994) estima que apenas 10-20% do Hg emitido a
partir de fontes pontuais é depositado nas proximidades, sendo o restante depositado
regionalmente ou globalmente.
A preocupação toxicológica sobre a bioacumulação do mercúrio nas cadeias
alimentares aquáticas, especialmente de metilmercúrio (MeHg), levou a extensas pesquisas,
principalmente nas regiões temperadas e na região amazônica, sobre as concentrações de Hg
em diferentes compartimentos ambientais, incluindo água, sedimentos e biota (MASON,
1998; STOICHEV et al., 2004; HACON et al., 2008).
O ciclo biogeoquímico do mercúrio no ambiente sedimentar desperta a atenção, isto
porque em tais condições a acumulação do mercúrio e suas transformações são favorecidas
pela baixa hidrodinâmica, o que gera condições para a sedimentação de grãos finos,
estratificação da coluna d´água e depleção de oxigênio (CRAIG et al., 1986). Os sedimentos
anóxicos também favorecem o desenvolvimento das bactérias redutoras de sulfato que são
descritas como importantes metiladoras do mercúrio (COMPEAU et al., 1985; DURAN et al.,
2008; ACHA, 2011). Além da metilação microbiana, outros processos químicos relacionados
à especiação do mercúrio podem ocorrer em condições anóxicas (NAGASE et al., 1982;
GILMOUR et al., 1991; MISKIMMIN, 1991) e o fracionamento geoquímico é fortemente
afetado (BARROCAS et al., 1998).
A preocupação com as condições nos reservatórios de água no tocante a
biogeoquímica do mercúrio, tem relação com o fato de a inundação poder influenciar em
alterações nas condições redox e com isso levar a um maior desencadeamento no processo de
metilação. Por exemplo, a construção de uma barragem na Guiana Francesa (lago Petit-Saut)
para produzir energia elétrica favoreceu uma maior retenção de peixes migratórios e
endêmicos na área do reservatório (RICHARD, 2002), sendo estes utilizados na dieta humana.
Este fato pode levar ao aumento do risco de contaminação humana por metil-mercúrio através
da cadeia trófica, pela ingestão de peixe e crustáceos contaminados (HACON et al., 2003).
No lago Petit-Saut, um forte processo de desgaseificação do mercúrio metálico foi
objeto de estudo, de Amouroux et al. (1999), cuja conclusão indica que o mercúrio só poderia
ter sido gerado a partir das atividades de garimpagem artesanal a montante da barragem.
Embora este quadro já seja preocupante, as taxas de biomagnificação através da cadeia
alimentar podem ser ainda maiores, tal como mostrado no extenso trabalho realizado por Aula
et al. (1994) no reservatório de Tucuruí.
Embora existam bastantes estudos sobre a metilação do mercúrio em reservatórios fora
do Brasil, os processos são ainda pouco conhecidos. O papel das bactérias associadas à
macrófitas aquáticas em ambientes de água doce foi recriado em laboratório por rádio-ensaios
desenvolvidos in vitro, que indicam que as taxas de metilação podem atingir até 36% (ACHÁ
et al., 2011; CORREIA et al., 2012). Segundo Guimarães et al. (2000), esta associação entre
bactérias e raízes de macrofitas aquáticas pode ser o mais importante processo de metilação
no ambiente Amazônico e é, provavelmente, muito importante em reservatórios de água doce.
No início de 1970, o governo brasileiro estabeleceu uma política de ocupação do
território que, entre muitas ações, planejou a construção de barragens e reservatórios para
armazenamento de água e produção de energia. O reservatório de Tucuruí é uma dessas
construções que sozinha foi responsável pela inundação de mais de 2.400 km2
(ELETROBRÁS, 2010). Além do significativo desflorestamento provocado, a construção da
barragem modificou a configuração sedimentológica inteira e a composição química da região
(FEARNSIDE, 2001).
Seguindo a mesma filosofia, o DNOCS (extinta instituição governamental de
saneamento) propôs a construção de uma barragem na Bacia do São João (70 km a leste do
Município do Rio de Janeiro), com o objetivo de fornecer água abundante para um
assentamento agrícola à jusante da bacia (BINZSTOK, 1999). Além da barragem, a drenagem
de zonas úmidas permitiria ao agricultor instalar campos de arroz.
Todo o projeto da construção da barragem de Juturnaiba tem certas semelhanças com
o que foi feito em varias partes do mundo e um bom exemplo foi descrito por Aldhous (2004)
na Ilha de Bornéu, onde a acidificação do solo, devido à oxidação da matéria orgânica,
dificulta novos desenvolvimentos agrícolas na região e a turfa formada sob condições
anóxicas queima periodicamente.
Atualmente, a barragem de Juturnaíba (Bacia do São João) fornece água tratada para
uma população de mais de 600 mil pessoas e é o segundo mais importante reservatório de
água potável no Estado do Rio de Janeiro. Devido à construção da barragem, o tempo de
renovação da água aumentou para quase 40 dias (BIDEGAIN et al., 2003), favorecendo a
concentração de nutrientes e estimulando a proliferação de macrófitas aquáticas, a exemplo de
Egeria densa, Ceratophyllum demersum, Salvinia auriculata e, menos freqüente, a
Eichhornia crassipes, que é indicadora de ambientes eutróficos.
Essas plantas aquáticas podem ser responsáveis por várias modificações químicas,
incluindo a geração de condições para a metilação de mercúrio, como descrito acima. As
costas sul e leste da barragem se apresentam cobertas por vegetação aquática, composta
principalmente por Typha domingensis, que são eficientes absorventes de metais pesados, o
que auxilia na purificação da água (VALITUTTO et al., 2007)
Neste ambiente, o sedimento superficial pode ser considerado o destino final de metais
pesados, pois como é um ambiente de baixa hidrodinâmica, os sedimentos trazidos pelos rios
perdem força e sedimentam, servindo assim como uma barreira geoquímica para metais
(FINDIK, 2012). O sedimento apresenta menor variação com o tempo e espaço em
comparação com a água, e pode proporcionar um excelente proxy do impacto antrópico
(GUEVARA, 2005).
Para construção da represa, a lagoa de Juturnaiba, além de parte das matas ribeirinhas,
brejos e trechos dos Rios São João, Bacaxá e Capivari, afluentes do reservatório, foram
inundadas após a construção da barragem sem a devida remoção da mata ciliar, favorecendo
assim o desenvolvimento de condições anóxicas, com redução do potencial redox dentro dos
sedimentos e modificação das condições geoquímicas. Houve também retificação dos rios
afluentes, com impacto direto sobre os parâmetros físicos, tais como a geometria do canal,
elevação do fundo, composição e estabilidade do substrato, velocidade, turvação, fluxo de
transporte de sedimentos e temperatura (BATALLA, 2003).
O objetivo do presente estudo foi o de avaliar a distribuição de mercúrio nos
sedimentos superficiais do reservatório de Juturnaíba, e utilizar o modelo de atenuação da
concentração proposto por Wasserman e Queiroz (2004), na avaliação da mobilidade do metal
com base na distribuição espacial em sedimentos superficiais.
Alguns objetivos específicos foram desenvolvidos no estudo, como: comparação com
outros estudos, descrição dos processos que podem estar influenciando na mobilidade do Hg e
corelação entre as concentrações de mercúrio total, carbono orgânico total e granulometria.
2.2 MATERIAIS E MÉTODOS
7500000
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Rio São João
Rio Capivari
Rio Bacaxá
2.2.1 Área de estudo
A barragem de Juturnaíba (figura 1) foi construída no início da década de 1980, cerca
de 65 Km da nascente do Rio São João, entre Silva Jardim e Araruama, pouco acima da
confluência do canal Revolver com o rio principal, no estado do Rio de Janeiro. Segundo
dados da FEEMA (1986), o reservatório é classificado como mesotrófico e a precipitação
anual na região varia entre 1500 mm e 2500 mm.
A superfície da barragem é de 43 km2, com 85 km de perímetro, sendo uma largura
máxima de 4 km e um comprimento máximo de 15 km. A barragem possui uma capacidade
de armazenamento de água de 100 milhões de m3 e a quantidade de sólidos totais recebidos
pelo reservatório resulta em uma concentração média de aproximadamente 100 mg/l, dos
quais 35% são resíduos orgânicos (BARCELLOS, 2012). Por esta razão, a transparência da
água é baixa, cerca de 0,75 m, em média, como inferido por medidas de disco Secchi
(WASSERMAN, 2012).
A represa tem um formato irregular, podendo ser distinguidos três braços. O braço ao
norte corresponde ao brejo do vale do Rio São João que foi inundado. No meio da represa está
o braço do vale afogado do Rio Capivari e ao sul o do Bacaxá (figura 1). A represa é
abastecida pelas águas dos rios e sub-bacias do São João, Capivari e Bacaxá. A área da bacia
hidrográfica à montante da barragem é de 1370 Km2, que corresponde a pouco mais da
metade de toda a bacia, sendo, 650 Km2 correspondentes as sub-bacias do São João, 510 Km2
as do Rio Bacaxá e 210 Km2 as do Rio Capivari (WASSERMAN et al., 2008).
Figura 1 - Localização do Reservatório de Juturnaiba.
No Rio São João os caudais máximos absolutos anuais foram 133 m³/s e 119 m³/s. No
Rio Capivari, esses valores registraram 62,9 m³/s e 43,1 m³/s. Já no Rio Bacaxá, os valores
máximos foram de 99,4 m³/s e 52,9 m³/s. Já em situações de estiagem os caudais foram iguais
20
ou inferiores a 7,3 m3/s para o Rio São João, 0,5 m3/s para o Rio Capivari e 1 m3/s para o Rio
Bacaxá (CUNHA, 1995). A vazão regularizada é variável, dependendo do volume acumulado
na represa. Quando cheia, o volume de água potencialmente descarregado no canal do São
João, à jusante da barragem, é da ordem de 20 m³/s, conforme estudo da FEEMA (1986).
Em estudo divulgado recentemente, Wasserman (2012) analisou a qualidade da água
do reservatório, mensalmente, durante dois anos e constatou o pH com um valor médio de
6,5, no entanto apresentou variações de pH entre 5,8 – 7,9. Este fato indica que a área não
deve ser muito afetada por processos químicos que podem alterar a acidez, como intensa
produção primária fitoplânctonica (aumentaria o pH) ou cargas significativas de ácidos
orgânicos ou outras substâncias que podem diminuir o pH.
O reservatório de Juturnaíba é caracterizado por profundidades menores de 6 metros
que ocorrem, principalmente, na área da lagoa de Juturnaíba (antes de inundação). Já nas
outras áreas, as profundidades não ultrapassam 3 metros. A lagoa possui uma estratificação
relativa, que permite distinção entre um epilímnio e hipolímnio, embora esta estratificação
não implique a ocorrência de uma termoclina. A temperatura média da água é 24,6 º C, com
variações entre 20 e 30 ºC.
Os solos da região são extremamente intemperizados, compostos principalmente por
oxi-hidróxidos de alumínio e ferro, com uma cor marrom a vermelha e caracterizada por uma
textura argilosa e siltosa. A baixa coesão do solo o torna suscetível à erosão. Além disso, a
retificação artificial dos rios afluentes da represa para melhorar os solos de drenagem,
acelerou o fluxo de água, aumentando a erosão das margens e o transporte de sedimentos,
causando assim alterações na qualidade da água (BIDEGAIN et al., 2003). Todos esses
processos podem promover alterações nas características sedimentares e química dos
sedimentos, podendo dessa forma afetar a mobilidade, especiação e disponibilidade de
mercúrio.
A forma de uso e ocupação do solo é caracterizada nos municípios que integram a
bacia hidrográfica constituinte da represa, por assentamentos humanos (cidades, vilas e
povoados), poluição urbana, lixões, mineração irregular, áreas agrícolas e de pastagens, além
de remanescentes de vegetação nativa como florestas ombrófilas densas, brejos, campos
inundados, pastagens e restingas. Poucas são as indústrias cadastradas, sendo todas de
pequeno e médio porte (BINZSTOK, 1999).
33 Vertedouro
31
0 1000 2000300030 Barragem
29
Peixe Vivo 26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
Silva Jardim12
Cabo Frio11
10
59
6
87
432 1
Estação Meteorológica
21
No reservatório são pescados, principalmente, os peixes traíra (Hoplias malabaricus),
sairú (Cyphocharax gilbert), lambari (Astyanax parahybae), piabanha (Brycon opalinus) e
tucunaré (Cichla monoculus).
2.2.2 Amostragem e procedimentos analíticos
32 amostras de sedimentos superficiais foram coletadas no reservatório de Juturnaíba
em março de 2011, nas estações representadas na Figura 2. Todos os locais de amostragem
foram determinados com sistema rastreador de posicionamento global (GPS). A coleta foi
feita com garra de aço do tipo Van Veen. As amostras coletadas foram postas em sacos
plásticos zip-lock e armazenadas em isopores com refrigeração até a chegada ao laboratório,
onde eram guardadas no congelador até o momento da análise. Além das amostras usadas
para análise do mercúrio, cerca de 300g de cada amostra foram embalados em sacos plásticos
e armazenados como amostras de segurança.
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 2 - Localização das estações de amostragem de sedimentos.
As amostras de sedimento foram analisadas observando-se o tamanho da partícula por
peneiração úmida numa peneira com abertura 63 µm, obtendo-se o percentual da fração de
argila e silte. As análises do carbono orgânico total e nitrogênio foram realizados pelo
Laboratório Bioagri, usando o analisador elementar CHN LECO-1000, que quantifica CO2 e
João
NO gerados pela combustão das amostras de sólidos usando O2 como gás oxidante, em
temperaturas acima de 950 °C. Os produtos de combustão eram mantidos em colunas
específicas para a absorção do CO2 e NO, e o sistema de medição da massa ("scale") fazia a
leitura da quantidade de massa adsorvida e da sua percentagem de conversão (NELSON,
1996).
O mercúrio foi analisado no laboratório 404 de química analítica, localizado no prédio
da química na UFF. Para quantificação do mercúrio total o sedimento foi digerido com 50%
de água régia (3 HCl: 1 HNO3), utilizando o termo-reator cinético (dedo frio) com água
destilada, para evitar a perda de mercúrio por volatilização durante a digestão da amostras
(GONÇALVES et al., 1999). Em cada um dos 32 extratos foram usados 5 mL de amostra
com 5 ml de agente de redução SnCl2 2%. Usamos o detector de Hg Coleman Bacarach de
espectrometria de absorção atómica com vapor frio (MALM et al., 1989).
O material certificado utilizado foi PACS 2, com o valor de referência 3,04 ng/g. O
limite de detecção foi de 0,002 ng/g e o limite de quantificação foi de 0,003 ng/g. A exatidão
geral deste método foi determinada por análise da recuperação do mercúrio, sendo que 98%
de Hg introduzido foi recuperado. A relação entre as concentrações de mercúrio total, carbono
orgânico total e granulometria permitiu posteriores interpretações dos resultados.
Os resultados das concentrações na barragem de Juturnaíba foram plotados em um
mapa de contorno (iso-concentração) com o software Surfer. Este modelo aplica uma
interpolação espacial ponderada com base nas equações de regressão linear entre os pares de
pontos de dados. O resultado é uma distribuição espacial da concentração de mercúrio nos
sedimentos. A partir deste mapa de distribuição, o modelo de atenuação das concentrações foi
construído (WASSERMAN; QUEIROZ, 2004).
O principio do modelo de atenuação de concentração é baseado na distancia entre duas
isolinhas consecutivas de concentração (figura 3). Quanto menor a distancia entre as
isolinhas, mais rapidamente a concentração diminui (distribuição menos homogênea) e, em
tais condições a mobilidade do metal é baixa. Por outro lado, para maiores distâncias entre as
isolinhas de concentração, a distribuição do metal é homogênea, devido a maior mobilidade.
Radiais: X = LatitudeY = LongitudeZ = Concentração
Figura 3 - Registro dos pontos de interseção das radiais com as isolinhas de concentração.
Para a construção do modelo de atenuação é necessário determinar pares de posições,
uma em um contorno e a outra no contorno imediatamente posterior. Ambos os pares devem
seguir uma linha perpendicular que atravessa os dois contornos. A distância entre os dois
contornos é calculada e dividida pela diferença entre o contorno anterior e posterior. O
resultado é a atenuação da concentração (Chamada de A), que é plotada na mediana do par de
pontos e para cada intervalo de isolinhas, foi utilizada a seguinte equação:
A=Δ[Me]D-1
Onde Δ[Me] é a distância entre a concentração da primeira isolinha e a segunda
isolinha e D é a distância euclidiana entre duas isolinhas consecutivas.
Este procedimento é repetido até que todos os pontos de atenuação estejam presentes
no mapa. Em seguida, os valores de A, com as respectivas coordenadas, são representados em
um novo mapa de isolinhas, agora demonstrando a atenuação da concentração do elemento na
área de estudo.
2.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Pouco se sabe sobre os processos sedimentares no reservatório de Juturnaíba, no
entanto, é possível considerar algumas fontes alóctones e autóctones de partículas
sedimentares. O primeiro grupo é a partir de fontes dos rios e consiste de material detrítico e
solos erodidos que fluem para dentro do reservatório. As fontes autóctones são frutos
principalmente da produção primaria, erosão das margens ou da ressuspensão dos sedimentos
de fundo, processos esses observados por Wasserman (2012).
Após análise granulométrica, o grão dominante no reservatório foi classificado como
argila e lodo (% <63um), com um teor médio de 93% do total. Estes finos grãos de
sedimentos entram no sistema através dos rios São João, Bacaxá e Capivari, acabam perdendo
energia e acumulam-se especialmente em suas confluências (Figura 4). De acordo com
Förstner et al. (1983), este tamanho de grão favorece a acumulação de contaminantes através
dos processos químicos de superfície.
A apresentação de homogeneidade na Figura 4 é provavelmente influenciada pela
baixa hidrodinâmica em razão das baixas velocidades das correntes de vento
(WASSERMAN, 2012). Os dois pontos com sedimentos mais grosseiros estão associados
com as amostras 22 e 27, mas não podem ser explicados com os dados obtidos no presente
trabalho. Uma hipótese viável é o desabamento de altas falésias presentes nessas áreas,
gerando a mistura de diferentes granulometrias.
No estudo de Wasserman (2012) em Juturnaiba, foram observadas altas concentrações
de material particulado em suspensão, além de alta turbidez, o que podem estar relacionados à
ação das ondas nas margens. Desde que o reservatório foi formado no início de 1982, a
submersão de grandes áreas modificou o processo de erosão nas novas margens formadas,
agora submetidas às ondas geradas pela força do vento, o que aumentou significativamente a
erosão. Ele também observou que a presença de extensos bancos de macrófitas na foz dos rios
funciona como barreiras de contenção de sedimentos.
7500000
987498000
877496000
76
7494000
65
7492000
54
7490000
43
7488000 32770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 4 - Porcentagem da fração menor que 63 m.
A concentração média de carbono orgânico total em Juturnaíba foi de 7% (p/p) (Figura
5), variando de 0,8 a 27% (p/p). A amostra 2 apresenta uma alta concentração (27%), que
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
pode estar associada com a hidrodinâmica baixa da região e também com uma significante
acumulação de matéria orgânica a partir da decomposição de plantas aquáticas, em um
ambiente efetivamente redutor. Uma das razões para o aparecimento de altos níveis de
carbono orgânico no reservatório Juturnaíba pode ser o fato de a inundação ter submergido a
vegetação, que pode ter ficado preservada no solo do fundo.
7500000
7498000 26
7496000 21
749400016
7492000
11
7490000
6
7488000 1770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 5 - Distribuição das concentrações de COT dadas em% (p/p) nos sedimentos do
reservatório de Juturnaíba.
A concentração média de mercúrio em Juturnaíba foi de 148 ng/g, mas em três pontos
de amostragem na barragem 18, 19 e 23, a concentração de mercúrio atingiu valores acima da
concentração média dos materiais de referência, tais como xisto e crosta continental superior,
com 180 e 56 ng/g, respectivamente (REIMANN; CARITAT, 1998), 170 ng/g segundo a
resolução CONAMA 454 (2012), que estabelece padrões de qualidade de sedimentos a serem
dragados e da concentração média mundial (73 ng/g), em sedimentos fluviais (JONASSON et
al., 1979).
As maiores concentrações de Hg (cerca de 200 ng/g, Figura 6) parecem estar
associadas com os ambientes abrigados do reservatório, onde reduzidas condições
hidrodinâmicas parecem favorecer o estabelecimento de bancos de plantas aquáticas, o que
constitui um ambiente adequado para a acumulação deste metal. As concentrações mais altas
não são influenciadas pelo tamanho da partícula (r = 0,31, p <0,1, n = 32), no entanto, a
entrada do rio Capivari, que drena a cidade de Silva Jardim (quatro quilômetros a montante),
pode conter algum resíduo de mercúrio nos esgotos domésticos.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
7500000
7498000 0.21
7496000 0.18
7494000 0.15
7492000
0.12
7490000 0.09
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000782000
0.06
Figura 6 - Distribuição das concentrações de Hg.
Na porção central do lago, alguns valores relativamente elevados também foram
observados nas estações 11 e 12, que não estão associados com a granulação de sedimentos
finos (Figura 4), nem com o enriquecimento de matéria orgânica (Figura 5). Além disso, esta
região não mostrou qualquer sinal da presença de bancos de macrófitas aquáticas, como foi
observado nas reentrâncias do reservatório. Esse enriquecimento das concentrações de
mercúrio só poderia ser explicado pela antiga condição de sedimentação, dos tempos em que a
barragem não havia ainda sido construída (início de 1980), e que não pudemos detalhar com
os dados apresentados neste trabalho. Os valores mais baixos (58 ng/g) foram observados na
porção Sul, associado com as entradas do Rio Bacaxá que drena uma bacia melhor
preservada, sem aglomeração humana ou indústrias (figura 6).
Em comparação com outras áreas estudadas no Brasil, a exemplo do Rio Grande do
Sul, Mirlean et al. (2005) encontraram concentrações que variaram entre 9,4 – 58,3 ng/g para
ambiente natural sem intervenção humana, 46,1 – 12,1 ng/g em áreas suburbanas da capital e
56,3 – 3,4 em áreas industrializadas da cidade. Já no estudo de Sousa et al. (2004) em lagoas
localizadas na região norte fluminense, foram encontradas significativas concentrações no
lago Campelo (71 - 358 ng/g), que esta localizado próximo a cidade de Campos do
Goytacazes, e cercado por plantações de cana-de-açúcar e pastagens, enquanto que na lagoa
de Iquipari as concentrações de Hg foram baixas, com valores variando entre 5 – 33 ng/g.
Tabela 1 - Comparação dos resultados obtidos neste estudo com outros trabalhos.
Área de EstudoConcentração
média de Hg em ng/kgRepresa La Zacatecana, Mexico a 79
Lago Manso, Brasil b 35,3Lagoa de Araruama, Brasil c 210
Lagoa de Saquarema, Brasil c 400
Lagoa de Guarapina, Brasil c 140
Lagoa de Itaipu, Brasil c 130
Lagoa de Jacarepagua, Brasil c 350
Lagoa Rodrigo de Freitas, Brasil c 440
Lagoa de Cima, Brasil d 158
Lagoa Feia, Brasil d 92Reservatório de Juturnaiba 148a - Iskander et al. (1994) b - Hylander et al. (2006)c - Lacerda e Gonçalves (2001) d - Sousa et al. (2004)
As concentrações de Hg nos sedimentos do reservatório de Juturnaíba variaram entre
211 ± 58 ng/g, a qual é menor que o reservatório de Wujiangdu na China (HONGMEI, 2007),
localizada em área urbanizada, com variações entre 257 ± 61 ng/g, e mais elevado que 4 e 9
ng/g, tais como encontrados no lago Gordon e o lago Pedder, na Austrália (BOWLES, 2003),
tidos como ambientes prístinos.
Os valores encontrados no presente estudo ultrapassam as concentrações de fundo
observadas na região, relatadas para a Baía de Guanabara (51 ng/g) por Wasserman et al.
(2000) e para a Baía de Sepetiba (30 ng/g) por Silva et al. (2003). Os valores observados
também foram maiores que a concentração sugerida por Souza (1994) como background para
a região estudada (40 ng/g) e para sedimentos de regiões tropicais (50 ng/kg) segundo
Lacerda et al. (1993) e Cavalcante (1990).
É interessante notar que pequena acumulação de mercúrio foi observada nos pontos
próximos ao vertedouro da barragem e à saída do rio São João (porção norte do reservatório),
indicando que, por um lado, este rio não representa uma importante fonte de mercúrio para o
ecossistema (à semelhança do Rio Bacaxá). Por outro lado, o mercúrio que entra no
ecossistema não tende a se acumular em volta do vertedouro. Isto pode ser melhor observado
com o modelo de atenuação (Figura 7), mostrando que as áreas mais escuras constituem
barreiras ao deslocamento mercúrio.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
2021
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
No reservatório (Figura 7), quatro pontos de maior atenuação são responsáveis pela
retenção de mercúrio dentro do sistema. A associação destas manchas com os parâmetros
acessórios não foi demonstrada no presente trabalho (Figuras 4, finos grãos de sedimentos e
na Figura 5, o carbono orgânico total). Futuros estudos sobre a hidrodinâmica do reservatório
podem trazer significativa contribuição para o entendimento do comportamento do mercúrio.
7500000
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
2.121.91.81.71.61.51.41.31.21.110.90.80.70.60.50.40.30.20.10
Figura 7 - Atenuação do Hg no Reservatório de Juturnaíba. Os valores de atenuação são adimensionais.
A presença de substâncias húmicas provenientes da lixiviação de áreas vizinhas com
vegetação e dos bancos de macrofitas presentes no reservatório, sob condições ambientais
redutoras, podem promover uma ligeira acidificação da água (AIKEN et al., 1985). Ambas, a
acidificação e a presença de matéria orgânica dissolvida e a proliferação de algas
periodicamente nas condições ambientais do reservatório, podem afetar o comportamento do
mercúrio nos sedimentos (MANTOURA, 1978; WALLSCHLÄGER et al., 1996).
2.4 CONCLUSÃO
As concentrações de nutrientes e metais ainda estão abaixo dos valores de alerta de
saúde pública, com exceção de seis pontos de amostragem para o mercúrio que excedem
ligeiramente a concentração média encontrada no xisto e as concentrações médias
estabelecidas pela resolução CONAMA 454. As concentrações de mercúrio encontrados no
reservatório de Juturnaiba estão mais elevadas que as concentrações de background já
estudadas para região Fluminense.
A via alimentar é um importante meio na qual o mercúrio, já agora em sua forma
orgânica, ingressa no organismo humano, através do consumo de peixe. É uma via de alcance
mais amplo, e envolvem as populações ribeirinhas a barragem e pescadores amadores, cuja
principal fonte de proteínas é o pescado. Por isso, faz-se necessário o periódico
monitoramento dos metais neste referido ambiente, em compartimentos abióticos e bióticos,
pois além da pesca, as águas do reservatório são usadas principalmente para abastecimento
público da população residente na região dos Lagos, no Estado do Rio de Janeiro.
Acreditamos que as principais concentrações de mercúrio nos sedimentos do
reservatório estejam associadas com os esgotos domésticos e as poucas indústrias presentes na
região. Alguma contribuição da agricultura também pode estar presente. É necessário destacar
que as maiores concentrações ocorrem em área com grande banco de macrófitas, onde o
processo de metilação pode ser mais significativo, o que pode constituir uma ameaça ao meio
ambiente e aos seres humanos. Em Juturnaíba, a formação e dissolução de oxi-hidróxidos
combinadas com intensas atividades microbianas, altas temperaturas e concentração de
substrato orgânico, podem acelerar a metilação do mercúrio.
Uma medida importante de gestão do reservatório é a intensificação de replantio de
matas ciliares, cujas margens estão atualmente muito degradadas. Este programa deve ser
expandido para o reflorestamento das matas ciliares dos afluentes da barragem, o que
possivelmente diminuirá a quantidade de material em suspensão e ajudará na melhoria da
qualidade da água.
30
3 DISTRIBUIÇÃO DE METAIS PESADOS E NUTRIENTES EM SEDIMENTOS DO
RESERVATÓRIO DE JUTURNAÍBA, RIO DE JANEIRO, BRASIL
3.1 INTRODUÇÃO
O ambiente natural sofre os efeitos da significativa pressão antropogênica que tem
aumentado rapidamente nos últimos 70 anos. O resultado é que até mesmo em regiões não
sujeitas à poluição industrial, como a lagoa costeira de Guarapina no estado do Rio de Janeiro,
registram altas concentrações de Pb na coluna sedimentar, que podem ser atribuídas à recente
contribuição atmosférica (PATCHINEELAM et al., 1988). Assim, a ocorrência natural de
metais nos ambientes aquáticos, sua mobilidade através do ciclo hidrológico e as entradas
provenientes de atividades antrópicas, refletem a onipresença e a complexidade desses
poluentes (IDRIS, 2008).
O uso descontrolado e a ocupação da paisagem sobre as bacias hidrográficas,
associados com o desenvolvimento explosivo das cidades, estão mudando drasticamente os
ecossistemas aquáticos, principalmente pela aceleração da contaminação de corpos d'água
com nutrientes (FÖRSTNER et al., 1983). Por exemplo, na Lagoa de Jacarepaguá, SE do
Brasil, as entradas antropogênicas podem chegar a 83%, 71% e 53% da entrada total de Cu,
Pb e Mn, respectivamente (BARCELLOS et al., 1998).
Como os metais não estão sujeitos ao processo de biodegradação (WASSERMAN et
al., 2008), podem influenciar na qualidade ambiental e acabar induzindo a sérios riscos à
saúde humana e significativos efeitos ecológicos ao longo das cadeias alimentares. Muitos
metais exibem bioacumulação passiva e podem ser potencialmente genotóxicos e
cancerígenos, especialmente em animais que ocupam o topo da cadeia alimentar, tais como os
seres humanos (LOSKA, 2003).
Em lagoas localizadas em regiões altamente urbanizadas, as partículas provenientes do
escoamento superficial podem servir como uma importante fonte de metais para o ambiente
(BIDONE et al., 1993). Assim, as principais vias de acesso de metais pesados para os
reservatórios são as entradas fluviais. A Baía de Sepetiba, no Sul do Rio de Janeiro, Brasil, é
exemplo de uma lagoa costeira onde indústrias metalúrgicas pesadas, localizadas na bacia de
drenagem, foram responsáveis pela contaminação significativa dos sedimentos, atingindo 80
vezes os níveis de background (WASSERMAN et al., 1991).
Em reservatórios, como o Juturnaíba, localizado no Rio de Janeiro, o sedimento pode
ser considerado o destino final de metais pesados, porque os materiais sólidos se acumulam
com o tempo e as formas solúveis na água podem se precipitar, adsorvendo-se as partículas e
31
formas orgânicas, além de complexos inorgânicos, que são finalmente depositados
(WASSERMAN et al., 2008). Além disso, por ser um ambiente lêntico, o mesmo acaba
funcionando como uma barreira geoquímica para metais.
Para a construção da barragem em 1982, houve a necessidade de inundação da lagoa
de Juturnaiba e parte da paisagem ribeirinha, sem a devida remoção da mata ciliar, o que pode
favorecer o desenvolvimento de condições anóxicas. Em razão do represamento, o tempo de
renovação da água aumentou para cerca de 40 dias (BIDEGAIN et al., 2003), o que pôde
favorecer a concentração de nutrientes e estimular à proliferação de plantas aquáticas,
importantes na regulação do comportamento dos poluentes metálicos. Isto foi observado por
Lombardi (2007), o qual sugere que a matéria orgânica, por possuir sítios de troca, pode
complexar metais traço, especialmente os cátions divalentes. Da mesma forma, Soares et al.
(1999) demonstraram a tendência que têm os metais de se ligarem à matéria orgânica.
No caso em estudo, o do reservatório de Juturnaíba, as operações de lavra de areia nos
rios tributários, junto à retificação dos mesmos, tiveram impactos diretos sobre os parâmetros
físicos, tais como geometria do canal, elevação do leito, composição e estabilidade do
substrato, velocidade, turbidez, transporte de sedimentos e fluxo (BATALLA, 2003),
contribuindo para aumento da dinâmica de retenção dos sedimentos no reservatório.
Todos estes processos podem promover o enriquecimento de metais nos sedimentos e
uma abordagem amplamente utilizada na geoquímica para definir este enriquecimento em
relação aos níveis de background é a normalização das concentrações de metal (TUREKIAN
et al., 1961; SALOMONS et al., 1995; REIMANN et al., 1998), que é capaz de caracterizar a
contribuição das espécies antropogênicas e permitem compor a história destes influxos de
contaminantes (POWELL, 2003). Por conseguinte, Gresens (1967) estabeleceu a relação entre
o contaminante e os valores de background e Thomas (1996) propôs a normalização pelo Al,
considerando a importância da argila no sedimento total e por ser geoquimicamente menos
“móvel”, ou seja, mais estável.
Relativamente poucos estudos nos países tropicais têm sido realizados em barragens
de água doce, onde os metais pesados nos sedimentos podem ser afetados pela formação dos
reservatórios e pelo tempo prolongado de renovação da água. Assim, o entendimento do
comportamento de poluentes nos sedimentos do Reservatório de Juturnaíba é necessário,
porque o sistema é um ambiente multi-propósito, utilizado para abastecimento de água,
controle de inundações, a irrigação agrícola, lazer e pesca.
O objetivo geral deste estudo foi avaliar a distribuição dos metais Fe, Mn, Al, Cu, Pb e
Zn e os nutrientes P, N e COT em amostras de sedimentos de superfície no reservatório de
Juturnaíba. Enquanto os objetivos específicos foram: descrever resumidamente as possíveis
fontes dos metais para o reservatório, comparar os resultados obtidos neste estudo com
valores descritos para outras áreas, descrição dos prováveis processos geoquímicos que
controlam a mobilidade dos metais, confecção de mapas de atenuação e correlação entre os
parâmetros analisados.
3.2 MATERIAIS E MÉTODOS
3.2.1 Área de estudo
A barragem de Juturnaíba (figura 8) foi construída em 1982, no município de Silva
Jardim, no estado do Rio de Janeiro. O reservatório formado recebe água dos rios Capivari
(sudoeste), Bacaxá (Sul) e São João (Norte). A barragem é o principal recurso de água na
região dos Lagos, responsável pelo fornecimento de água para cerca de 75% da população,
especialmente dos municípios da zona costeira, com cerca de 240.000 pessoas (BIDEGAIN et
al., 2003).
Durante a formação da barragem e em seus primeiros anos houve um aumento
considerável de plantas aquáticas que vieram a formar ilhas flutuantes, com uma diminuição
considerável de oxigênio, o que pode estar relacionado à degradação in situ da vegetação
marginal que não foi removida no momento da inundação. Depois de cerca de trinta anos após
o enchimento, o problema da proliferação de plantas aquáticas persiste, provavelmente
estimulado por nutrientes de esgotos que chegam através de rios.
33 Vertedouro
31
0 1000 2000300030 Barragem
29
Peixe Vivo 26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
Silva Jardim12
Cabo Frio11
10
59
6
87
432 1
Estação Meteorológica
João
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 8 - Localização das estações de amostragem de sedimentos.
No Reservatório de Juturnaíba, as espécies de macrofitas aquáticas Egeria densa,
Ceratophyllum demersum, Salvinia auriculata são abundantes e Eichhornia crassipes é
menos freqüente, embora seja indicativa de condição eutrófica. As costas sul e leste da
barragem são cobertas com a Typha domingensis, que podem atuar como sistemas de
purificação de águas poluídas, pois absorvem metais pesados (VALITUTTO et al., 2007).
Os dados obtidos a partir da FEEMA (1986) classificam o reservatório como
mesotrófico e com precipitação anual na região variando entre 1500 mm e 2500 mm. O clima
é tropical úmido, com temperaturas médias que variam de 18 a 24 °C. A região é influenciada
pela Massa de ar do Tropical Atlântico, que mantém a estabilidade do tempo ao longo do ano.
No entanto, essa estabilidade é quebrada por frentes de interferência ou linhas de instabilidade
polares e tropicais. Estes distúrbios são responsáveis por mais da metade da precipitação
anual total, concentrada nos meses de outubro a março (75% da precipitação anual). Junho e
julho são os meses mais secos (QUINTELA, 1990).
A superfície do reservatório é de 43 km2, 85 km de perímetro, com largura máxima de
4 km e um comprimento máximo de 15 km. O reservatório tem uma capacidade de
armazenamento de água de 100 milhões de m3 e a quantidade de sólidos totais recebidos
resultam em uma concentração média de aproximadamente 100 mg/l, dos quais 35% são
resíduos orgânicos (BARCELLOS, 2012). Por esta razão, a transparência da água é baixa,
cerca de 0,75 m, em média, como inferido por medidas de disco Secchi (WASSERMAN,
2012).
Durante dois anos, Wasserman (2012) estudou a qualidade da água do reservatório,
mensalmente, e observou que o pH do meio apresenta um valor médio de 6,5, com variações
entre 5,8 – 7,9. Este valores de pH indicam que a área não deve ser muito afetada por
processos químicos que possam alterar a acidez, tais como a produção primária intensa de
fitoplâncton ou cargas significativas de ácidos orgânicos ou outras substâncias (tais como
ácidos húmicos) que diminuem o pH.
O reservatório de Juturnaíba é um sistema caracterizado por profundidades menores de
6 metros, estando as maiores profundidades localizadas principalmente na área da lagoa de
Juturnaíba (lagoa que existia antes da inundação). Em outras áreas, as profundidades não
ultrapassam os 3 metros. A Lagoa tem uma estratificação relativa, que permite a distinção do
epilímnio e do hipolímnio, no entanto, esta estratificação não implica a ocorrência de uma
termoclina. A temperatura média da água é 24,6 ºC (WASSERMAN, 2012).
Os solos da região são latossolos (oxisolos) extremamente intemperizados, compostos
principalmente por oxi-hidróxidos de alumínio e ferro, de cor marrom a vermelha,
caracterizados por uma textura argilosa e siltosa. Os sedimentos são geologicamente
caracterizados como aluviais-coluviais do período Quaternário (CPRM, 2001).
A baixa coesão do solo o torna suscetível à erosão. Além disso, a retificação artificial
dos rios para melhorar os solos de drenagem acelerou o fluxo de água, com o consequente
aumento da erosão das margens e transporte de sedimentos, causou alterações na qualidade da
água do reservatório (BIDEGAIN et al., 2003). Todos estes processos podem provocar
alteração nas características sedimentares e químicas dos sedimentos que afetam a mobilidade
e disponibilidade de metais pesados.
As rochas ortoderivadas são comuns no estado do Rio de Janeiro, sendo chamadas de
ortognaisses, pois têm uma composição semelhante ao granito, mas mostram uma estrutura
planar bem desenvolvida, que os geólogos chamam de foliação. Na bacia do reservatório de
Juturnaíba a formação geológica é caracterizada principalmente por rochas ortognaisses
calcio-alcalinas, que são ricas em minerais máficos como biotita e hornblenda (CPRM, 2001).
4.1.1 Amostragem e procedimentos analíticos
32 amostras de sedimentos superficiais foram coletadas no Reservatório de Juturnaíba
em Março de 2011, com as estações representadas na Figura 8. As estações foram escolhidas
aleatoriamente, mas sempre visando atingir uma boa malha amostral de todo o sistema. Todos
os locais de amostragem foram determinados com um sistema rastreador de posicionamento
global (GPS). A coleta foi realizada com garra Van Veen, sendo as amostras imediatamente
colocadas em sacos de plástico zip-lock e armazenadas sob refrigeração durante o transporte
até o laboratório, onde se mantiveram congeladas até a hora da análise.
As amostras de sedimento foram analisadas quanto ao tamanho das partículas através
de peneiração úmida com peneira de 63 µm, em seguida foram secas em estufa a 60 °C
durante três dias e depois pesadas em balança de precisão digital (dado em percentagem de
sedimento fração argila). As análises do carbono orgânico total, fósforo e nitrogênio, foram
realizados pelo Laboratório Bioagri, utilizando o analisador elementar CHN LECO-1000 para
o COT e N (NELSON, 1996) e fotocolorimetria após extração em autoclave com solução de
persulfato, para análise do P.
A quantificação dos metais totais em sedimento seco foi realizada pelo método USEPA
6010C, consistindo de uma extração total com soluções de ácido nítrico e ácido perclórico
(3:1) em microondas, seguida de análise por espectrometria de emissão óptica com plasma
indutivamente acoplado (ICP-OES) e os elementos analisados foram: Al, Cu, Fe, Mn, Pb e
Zn. A exatidão deste método foi determinada por análise da recuperação dos metais estudados.
A recuperação de Al foi de 106%, para Cu foi de 101%, para Fe foi de 101%, para o Pb foi de
98%, para Mn foi de 104% e para o Zn foi de 106%. O material de referência que foi
simultaneamente analisado foi um padrão de solo, o RTC - CRM 023.
As análises foram realizadas seguindo critérios ABNT (2005) de controle de qualidade
QA/QC. Ensaios de brancos, realizados a cada 10 amostras permitiram a determinação dos
limites de quantificação (5S) apresentados para o chumbo, cobre e zinco (em mg/kg)
apresentando dois como resultado. Não foram feitas duplicatas das análises, mas a amostra 10
foi analisada diversas vezes simultaneamente aos grupos de amostras, gerando valores de
recuperação entre 90 e 105% (em relação ao seu valor médio).
Com o objetivo de estabelecer um quadro para a contaminação dos sedimentos, foram
calculados os fatores de enriquecimento dos elementos de maior importância para a qualidade
ambiental. Os fatores de enriquecimento foram calculados segundo (THOMAS, 1996), tendo
o Al como elemento normalizador.
FE = (Ct / Cb) / (Alt / Alb)
onde: Ct = concentração do elemento na amostra;
Cb = concentração de background do elemento considerado;
Alt = concentração de Al na amostra;
Alb = concentração de background do Al do folhelho médio.
Este método permite visualizar se a concentração do metal excede ou não o seu valor
de background conforme as seguintes interpretações: FE <3⇒ ausência de contaminação, FE=
(3-6) ⇒ contaminação moderada a considerável e FE> 6⇒ contaminação elevada (MULLER,
1979). Além do fator de enriquecimento, aplicamos a correção granulométrica (SANTOS et
al., 2002) nas concentrações dos metais em cada amostra.
GC = (Ct) x 100 / % do tamanho do sedimento < 63 µm
onde: Ct = concentração do elemento na amostra;
Os resultados das concentrações no reservatório de Juturnaíba foram plotados em
mapas de contorno (iso-concentrações) com o programa Surfer. Este modelo aplica uma
interpolação espacial ponderada com base nas equações de regressão linear entre os pares de
pontos de dados. O resultado é uma distribuição espacial das concentrações de metais pesados
nos sedimentos.
A partir deste mapa de distribuição, o modelo de atenuação das concentrações foi
construído com base no método definido por Wasserman e Queiroz (2004). A atenuação da
concentração baseia-se na distância entre os contornos. Quanto maior for à distância entre as
diferentes concentrações (contorno), mais móvel é o elemento nesta região. Para a construção
do modelo de atenuação é necessário determinar pares de posições, uma em um contorno e a
outra no contorno imediatamente posterior. A distância perpendicular entre os dois contornos
é calculada e dividida pela diferença entre o contorno anterior e posterior.
O resultado é a atenuação da concentração de A, que é plotada na mediana do par de
pontos. Este procedimento é repetido até que estejam presentes em todo o mapa os pontos de
atenuação. Em seguida, é construído outro mapa de distribuição (contorno), que indicará a
mobilidade do elemento na área de estudo.
4.2 RESULTADOS E DISCUSSÃO
O tamanho do grão dominante no sedimento da barragem é argila e lodo (% <63um),
com uma média de 93% do total (tabela 2, anexo). Estes grãos finos de sedimento trazidos
pelos rios São João, Bacaxá e Capivari, perdem energia quando chegam ao reservatório e
acabam promovendo o assoreamento, especialmente nas regiões de confluência (Figura 9).
Apenas dois pontos apresentaram grãos grosseiros de sedimentos >63 µm, 27 e 22. A hipótese
mais viável para estes grãos maiores de sedimento são os deslizamentos de falésias marginais
que rendem uma mistura de diferentes granulometrias.
A granulometria é constituída basicamente pela fração silte dos sedimentos estudados
é em grande parte controlada pela intensidade do intemperismo nas rochas e solos da área de
drenagem, típicas de clima tropical, seguida pelo acúmulo preferencial de elementos estáveis
(Al, Fe e Mn) (FÖRSTNER et al., 1983).
As partículas de grãos finos (<63 µm) são eletricamente ativas devido à sua específica
grande área superficial para adsorção de metais. Nas frações >63 µm (fração areia), verifica-
se que as concentrações de metais diminuem drasticamente (FORSTNER et al., 1983; LIU,
2009). Portanto, Macknight (1994) propõe um procedimento de correção que tem por base a
proposta de que todos os metais são apenas associados com os sedimentos de grão fino (<63
µm).
7500000
987498000
877496000
76
7494000
65
7492000
54
7490000
43
7488000
32770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 9 - Porcentagem da fração inferior a 63 µm.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
7500000
7498000 26
7496000 21
7494000 16
7492000 11
74900006
7488000 1770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 10 - Distribuição das concentrações de COT.
No estudo de Wasserman (2012) no reservatório de Juturnaiba, foram identificadas
elevadas concentrações de material particulado em suspensão. A elevada turbidez registrada
pode estar associada a, pelo menos, três processos: colapso das margens do reservatório
devido às ondas, erosão das margens dos rios afluentes e correntes hidráulicas no reservatório
que causam a ressuspensão dos sedimentos. De acordo com o mesmo autor, as concentrações
de partículas de carbono orgânico são relativamente baixas na coluna de água, o que indica
que o material particulado em suspensão é principalmente mineral, suportando a hipótese de
que a erosão das margens do reservatório desempenha um importante papel na composição
deste material.
As concentrações de carbono orgânico total em Juturnaíba variaram entre 0,8 a 27%
p/p, conforme representado na Figura 10. A concentração mais elevada foi observada no
ponto 2, num ambiente notoriamente redutor, e que pode estar associada com as reentrâncias
do reservatório, onde baixas condições hidrodinâmicas favorecem o estabelecimento de
plantas aquáticas, constituindo assim ambiente adequado para acumulação de COT.
Uma das razões para os níveis mais elevados de C orgânico em Juturnaíba pode estar
associada ao enchimento do reservatório sem qualquer operação de limpeza da vegetação
marginal. A menor concentração foi encontrada no ponto 27, perto da estação de tratamento
de água, mas outros baixos valores também foram observados na região de confluência com o
rio Capivari. O COT não mostra correlação com a granulometria, mas a concentração mais
baixa de COT foi observada na mesma área onde o tamanho de grão predominante é areia.
Os valores de nitrogênio (0,3 - <0,05% p/p) e fósforo (0,1 - 0,03% p/p) foram baixos
se comparados com os limites do critério de qualidade do sedimento do Brasil CONAMA
(2012), e esta baixa concentração pode ser explicada pela eficiente absorção por macrófitas ou
através da remineralização desses nutrientes para a coluna de água.
As maiores concentrações de fósforo foram registradas na confluência com o rio
Capivari (Figura 11), na parte ocidental do reservatório, o que pode estar provavelmente
ligada à pequena utilização nas atividades agrícolas desenvolvidas nas margens do rio a
montante do reservatório, já outra parte pode ser proveniente das entradas da cidade de Silva
Jardim (quatro quilômetros a montante), que podem contribuir com quantidades significativas
de P através dos esgotos domésticos, sobretudo o P encontrado no reservatório é
principalmente alóctone e de origem mineral detrítica.
O fósforo está correlacionado com diferentes frações, tais como a fração inorgânica de
alumínio, ferro, chumbo, e mostrou uma excelente correlação com finos grãos de sedimento
(% <63μm, r = 0.695, n = 32, p <0,01). Os sedimentos argilosos são dos principais fatores
associados com a capacidade de retenção do fósforo em sedimentos (FÖRSTNER et al.,
1983). Por esta razão, o ponto em que as concentrações de fósforo são mais baixas,
corresponde às regiões onde se encontram as frações mais grosseiras de sedimento (pontos 27
e 22).
As maiores concentrações de nitrogênio foram observados na amostra 4 (Figura 12),
na parte sul do reservatório, em uma área com baixa hidrodinâmica e um extenso banco de
macrófitas, que podem favorecer a retenção de grãos finos nos sedimentos superficiais. É
possível que esta concentração mais elevada de N possa estar associada com a retenção do
nitrogênio atmosférico por macrófitas aquáticas e taboas, presentes nessa região.
É importante destacar que nas áreas onde o nitrogênio apresentou as mais altas
concentrações, as de fósforo foram as mais baixas, o que pode ser explicada por significativa
correlação negativa (r = -350, n = 32, p <0,01) em função das diferentes origens. Além disso,
as maiores concentrações de COT e nitrogênio foram observadas na mesma região. A partir
do ponto 15 até o 32 (maior parte localizada na porção norte do reservatório), os valores das
concentrações de nitrogênio foram muito baixos, sendo inferiores ao limite de detecção.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
4 32 1
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
12
11
10
59
6
87
432 1
40
7500000
0.11
7498000 0.1
7496000 0.09
7494000
0.08
0.07
7492000 0.06
0.05
7490000 0.04
7488000 0.03
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 11 - Distribuição das concentrações de P.
7500000
7498000 0.27
7496000 0.23
7494000 0.19
74920000.15
7490000 0.11
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
0.07
Figura 12 - Distribuição das concentrações de N.
Apesar de metais como Cu, Pb, Al, Mn, Fe e Zn serem constituintes do esgoto
doméstico (FÖRSTNER et al., 1983) e dos rios afluentes do reservatório receberem a maior
parte dos efluentes das pequenas cidades e aldeias próximas, as concentrações de chumbo (7,9
- 30 mg/kg) e zinco (33 - 103 mg/kg) nos sedimentos estão baixas em comparação com outras
áreas estudadas, além disso, suas concentrações em apenas poucas amostras excedem aquelas
consideradas por Reimann et al. (1998), como normais para o folhelho médio (Tabela 2).
41
Da mesma forma que a fração <63 µm, o Pb apresentou as maiores concentrações nos
pontos próximos aos afluentes do reservatório (Figura 13), e isto é confirmado pela correlação
significativa entre o chumbo e o tamanho do grão (r = 0,6, n = 32, p <0,01). O chumbo
também mostrou boas correlações com fósforo (r = 0.643, n = 32, p <0,01) e alumínio (r =
0.614, n = 32, p <0,01), podendo ser uma associação controlada pela granulometria. A maior
concentração de chumbo no sedimento superficial foi encontrada na amostra 10 e pode ser
causada pela perda de energia do rio Bacaxá, onde também é observada uma significativa
acumulação de grãos finos de sedimento. Altas concentrações também foram observadas na
porção norte do reservatório, na confluência com o rio São João, nos pontos 31 e 32.
As concentrações naturais de chumbo no solo ocorrem em um intervalo que varia de
<10 a 30 mg kg-1, com uma concentração global de fundo de 22 mg kg-1, refletindo a
mineralogia média do xisto (REIMANN et al., 1998). Cruz (2011) relata 5,4 mg kg-1 de
chumbo em sedimentos não contaminados de rios, enquanto níveis de 35-57 mg kg-1 foram
observados em sedimentos de lagos em áreas de agricultura, e altos níveis (2.228 mg kg-1) em
sedimentos de água corrente de rios perto de rodovias, provavelmente devido a deposição de
partículas de chumbo na gasolina. No Brasil, as entradas de chumbo pela gasolina são
diferentes, pois o etanol tem sido utilizado na gasolina desde o início dos anos 1970. Os
principais transportadores geoquímicos para este elemento são os sulfatos, carbonatos,
sulfuretos, e está frequentemente associada a óxidos de Fe-Mn e a matéria orgânica insolúvel
(REIMANN et al., 1998).
As concentrações mais elevadas de Zn foram observadas no mesmo ponto do Pb, em
uma região com baixa hidrodinâmica, na saída do rio Bacaxá (Figura 14). O comportamento
do Zn é semelhante ao Pb, o que pode ser demonstrado por um bom coeficiente de correlação
(r = 0,659, n = 32, p <0,01), dado que revela a possibilidade de influência humana sobre a
qualidade da água dos rios estudados. Foi observada também uma alta concentração de Zn na
confluência com o rio São João. De acordo com a CPRM (2001), a área apresenta níveis mais
elevados de Zn no sedimento corrente, com uma média de 90 mg/kg, enquanto outros metais
como Cu e Pb apresentaram níveis mais baixos.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
7500000
297498000
26
7496000
23
749400020
177492000
14
7490000
11
7488000 8770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 13 - Distribuição das concentrações de Pb.
7500000
7498000 105
7496000
90
7494000
75
7492000
60
7490000
45
7488000
30770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 14 - Distribuição das concentrações de Zn.
As variação das concentrações de manganês no sedimento superficial de Juturnaíba foi
entre 234-2107 mg/kg, observando-se uma concentração mais elevada no mesmo ponto do Pb
e Zn, perto do rio Bacaxa (Figura 15). O Mn mostrou também uma já esperada boa correlação
com ferro (r = 0.509, n = 32, p <0,01). Os níveis de Mn são considerados baixos em
comparação com o xisto médio, no entanto, a concentração mais elevada (2107 mg kg-1),
observada na amostra 10, ultrapassa em 250% o valor de referência (REIMANN et al., 1998)
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
12
11
10
59
6
87
4 32 1
33
31
30
29
2627
24
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
4 32 1
e as concentrações observadas em outros estudos, tais como no reservatório Manwan na
China (Tabela 2), com uma concentração média de Mn de 564 mg/kg (WANG, 2012).
7500000
7498000
2100
7496000
1700
7494000
1300
7492000
900
7490000 500
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000782000
100
Figura 15 - Distribuição das concentrações de Mn
7500000
217498000
187496000
15
7494000
12
7492000
9
7490000
6
7488000 3770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 16 - Distribuição das concentrações de Cu.
As variações nas concentrações de ferro (16,750-46,091 mg/kg) e cobre (2,8 - 21,0
mg/kg) nos sedimentos superficiais são baixas quando comparadas, entre outros trabalhos,
com os valores descritos na literatura para latossolos brasileiros (FADIGAS, 2006). A
concentração de Fe e Cu no reservatório de Juturnaíba parece estar relacionada à formação
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
4 32 1
geológica da região, sem muita interferência humana (média do fator de enriquecimento para
o Fe 1.6 e para o Cu 0.8).
A maior concentração de Cu (21 mg/kg) foi encontrada na amostra de 26, em um local
com baixa hidrodinâmica e uma extenso banco de macrófitas aquáticas (Figura 16), que pode
favorecer a sedimentação e uma menor mobilidade. A mobilidade do cobre no sedimento é
dependente do carbono orgânico, e particularmente estáveis a pH entre 5 e 6 (QUINTAL,
2012). Os principais carreadores geoquímicos para esses elementos são a presença de sulfetos
e partículas de grãos finos (REIMANN et al., 1998). O Cu apresentou uma fraca correlação
com a fração de grão fino, que não é estatisticamente significativa (r = 0,462, n = 32, p
<0,01). A concentração mais baixa foi observada no ponto 27, onde também se constatou
concentrações de Pb, P, COT e tamanho de grão grosseiro > 63 µm.
O ferro apresentou uma excelente correlação com alumínio (r = 0.627, n = 32, p
<0,01) o que pode refletir a origem litológica. O ferro também mostra uma excelente
correlação com fósforo (r = 0,685, r = 32, p <0,01) que associa estes dois elementos ao
processo redox, assim como foi observado para o manganês. A maior concentração de Fe
(46.091 mg / kg) foi observada na parte norte do reservatório, perto do rio São João, pode ser
atribuído a remobilização de sedimentos relacionados com a retificação e atividade de
mineração nos rios afluentes. As menores concentrações de Fe foram observadas na parte sul
do reservatório, em áreas mais abrigadas com extensos bancos de macrófitas (Figura 17).
7500000
749800046000
7496000
41000
7494000
36000
31000
7492000
26000
7490000 21000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
16000
Figura 17 - Distribuição das concentrações de Fe.
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
20 21
18 1914
1715 16
1312
11
10
59
6
87
432 1
7500000
7498000
60000
7496000
54000
7494000
48000
42000
7492000
36000
7490000 30000
7488000770000 772000 774000 776000 778000 780000
782000
24000
Figura 18 - Distribuição das concentrações de Al.
A concentração média do alumínio na crosta da Terra é de cerca de 8% (em peso)
sendo o terceiro elemento mais abundante da crosta (COTTON, 1999). A solubilidade do Al
no reservatório Juturnaíba (Figura 18) é relevante porque a água do reservatório é utilizada
para abastecimento de uma grande quantidade de municípios da região. Durante vinte anos
duas estações de tratamento de água têm despejado um lodo rico em alumínio no reservatório,
o que constitui sério perigo para a saúde das populações por ele abastecidas. Dessa forma, em
situações excepcionais, como na queda do pH, pode ocorrer um aumento na dissolução do Al
presente nos sedimentos para a coluna d´água.
As concentrações de Al variaram entre 23480-61720 mg/kg. Parte do Al presente no
sedimento superficial pode ser proveniente de fontes naturais, em razão da sua origem
litológica, assim como é possível que outra parte do Al esteja adsorvido no lodo da estação de
tratamento e vá sendo liberado junto ao material em suspensão, que se assenta na vizinhança
do vertedouro da barragem, já outra parte do Al pode ser oriundo da associação com o
material particulado em suspensão na foz dos rios São João e Capivari. Tanto Al como Fe
apresentaram as menores concentrações na parte sul do reservatório, em áreas com condições
reduzidas, uma vez que, nestas condições, esses elementos se tornam mais solúveis.
Em uma amostragem preliminar do ICMBio (2008), concentrações muito elevadas de
alumínio foram identificadas nos locais de descarga das estações de tratamento, o que levou à
proibição do lançamento do lodo de tratamento diretamente na Lagoa. No entanto, o local de
despejo constitui uma área de ambientalmente vulnerável, pois parte do Al permanece no
sedimento, o que nos leva a questionar se essa suscetibilidade, a exemplo do que é relatado
por Lacerda e Salomons (1998), pode se constituir numa bomba-relógio química que acabaria
prejudicando a captação de água da barragem. As concentrações de alumínio na água já são
relativamente elevadas na região e um aumento da quantidade deste contaminante pode
ameaçar a utilização dos recursos de água para consumo humano (WASSERMAN, 2012).
A comparação entre as concentrações médias dos metais encontrados neste trabalho e
aqueles descritos na literatura mostram que, apesar das concentrações no reservatório
Juturnaíba serem baixas quando comparadas com os valores de background, são
consideravelmente altas em relação a outras áreas de estudo (Tabela 2).
Tabela 2 - Comparação das concentrações de metais obtidos neste estudo com os
resultados obtidos em outros ambientes lênticos.
Área de Estudo
Concentrações médias em mg/kg
Al Pb Zn Mn Fe CuRepresa Julian Adame-Alatorre,Mexico a 72650 88 500 24100Reservatório de Beyler, Turkia b 21056 6 40 346 20469 17Reservatório de Manwan, China c 46348 47 157 564 32445 39Represa Wadi Al-Arab, Jordania d 568 504 11765 104Lago Manso, Brasil e 39200 270 29100Lagoa Rodrigo de Freitas, Brasil f 26 98 40Lagoa de cima, Brasil g 31 62 210 27500 12Rio Capivari, Brasil h 33 84 200 40000 17Lagoa mirim, Brasil i
4 56 288 18900 13Background Latosolos j 13 53 522 72700 79Background xisto k 9100
022 100 850 55000 45
Reservatório de Juturnaiba 36117 22 66 623 34989 14
a - (MIRELES, 2011) g - (SILVA, 2002)b - (FINDIK, 2012) h - (DEPAULA; MOZETO, 2001)c - (WANG, 2012) i - (SANTOS, 2003)d - (GHREFAT, 2006) j - (FADIGAS, 2006)e - (HYLANDER, 2006) K - (REIMANN; CARITAT, 1998) f - (LOUREIRO, 2012)
Tomando como base de referência as concentrações encontradas, calculamos os
fatores de enriquecimento e a correção granulométrica. Os fatores de enriquecimento indicam
que o sedimento lagoa pode ser classificado como não poluído para o Zn, Fe e Cu, porque os
valores calculados não foram superiores a três para nenhuma das amostras (variaram entre
1,2-2,9, 0,9-2,1 e 0,2-1,6, respectivamente). Por outro lado, o manganês (figura 19)
33
31
30
29
26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
12
11
10
59
6
87
432 1
apresentou elevadas concentrações em algumas localidades, particularmente no ponto 10, com
valores de 7,1. O chumbo (figura 20) apresentou concentração moderada 3,9 no mesmo ponto
que o Mn. Fatores de enriquecimento moderados para o manganês também foram observados
nos pontos 19 e 26, com 3,6 e 3,9, respectivamente. Cinco pontos amostrais apresentaram
moderados fatores de enriquecimento para o chumbo, na região próxima a área da amostra 10,
na parte sul do reservatório.
7500000
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
100
Figura 19 - Atenuação do Mn no reservatório de Juturnaiba.
210020001900180017001600150014001300120011001000900800700600500400300200
33
31
30
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26
25 2724
22 28
23
2021
1819
1417
15 1613
12
11
10
59
6
87
432 1
7500000
7498000
7496000
7494000
7492000
7490000
7488000
3029282726252423222120191817161514131211109
770000 772000 774000 776000 778000 780000 782000
Figura 20 - Atenuação de Pb no reservatório de Juturnaiba.
A correção granulométrica não permitiu uma modificação consistente nos resultados,
porque a fração <63μm apresenta valores muito elevados e constantes (média de 93%).
Mudanças mais significativas nas concentrações foram observadas em apenas dois pontos, 27
e 22. No ponto 27, localizado na parte nordeste do reservatório, perto de uma das estações de
tratamento de água, a fração dos grãos de sedimento <63 μm foi apenas de 32%, o que gerou
aumento das concentrações de Zn (185 mg/kg) e Fe (84.285 mg/kg), além das concentrações
médias do xisto adotadas como background (REIMANN et al., 1998).
Assim, todos os elementos analisados apresentam-se em baixas concentrações, com
exceção do Mn e Pb, fato esse semelhante aos resultados obtidos por Külahcı (2008) no lago
Keban Dam, o que indica que as partículas de tamanho argila e silte em suspensão possuem
uma elevada capacidade para adsorver metais a partir de fontes naturais e antropogênicas,
podendo manter assim o nível de metais dissolvidos razoavelmente baixos.
3.4 CONCLUSÃO
Embora os processos de degradação e ocupação no entorno da barragem de Juturnaíba
estejam se intensificando, o sistema não excedeu a sua capacidade de suporte, uma vez que as
concentrações de nutrientes e metais estão em níveis baixos, quando comparados com outros
ambientes semelhantes e também quando comparado com o folhelho médio, utilizado no
presente trabalho como background. Constituem exceções os elementos Mn e Pb, que podem
ter origem tanto natural quanto nas atividades agropastoris e na disposição inadequada dos
esgotos domésticos.
O Al, Fe e Cu apresentaram as maiores concentrações em área de baixa atenuação (alta
mobilidade), na porção norte do reservatório, o que indica a tendência destes metais ficarem
retidos nesta região. Por outro lado, os metais Zn, Pb e Mn apresentaram as maiores
concentrações na porção sul, onde a baixa hidrodinâmica, com consequentemente baixa
atenuação, esta favorecendo a retenção desses metais. Nesta área, os metais são menos
móveis, com um caminho preferencial de dispersão para o norte. A comparação entre os
valores de atenuação para diferentes metais indica diferença no seu comportamento com
respeito à mobilidade, isto porque os elementos químicos podem estar associados a diferentes
suportes ou podem ser mais ou menos estáveis em fases coloidais, complexados ou
dissolvidos.
As concentrações de alumínio e pH precisam ser tratadas com especial cuidado, pois
este metal é utilizado no processo de tratamento da água potável e é despejado diretamente na
barragem. Por este motivo o pH da água deve ser mantido em níveis superiores a 5 e inferior a
9, uma vez que a remobilização do alumínio para a coluna d´água pode constituir uma ameaça
para a população e pode, em última análise, influenciar as propriedades neurotóxicas.
50
4 CONSIDERAÇÕES FINAIS
A construção de reservatórios configura-se como um dos principais fatores
modificadores dos ecossistemas naturais, cujos maiores impactos são, algumas vezes, o rápido
processo de eutrofização a que estão sujeitos, principalmente nos primeiros anos de
construção, como reflexo da inundação de grandes áreas verdes adjacentes, elevado tempo de
renovação da água e por serem ambientes lênticos que acabam funcionando como barreira
geoquímica para muitos contaminantes.
O florescimento demasiado de plantas aquáticas acarreta vários problemas ambientais
nos reservatórios, tais como alteração de cor e de turbidez da água; redução do teor de
oxigênio dissolvido; modificação da biota, bem como das condições de proliferação da
mesma; assoreamento de canais e pode, até mesmo, levar a uma maior perda da qualidade de
água. Nas áreas onde há presença de macrófita, ocorre uma sedimentação mais intensa e o
material particulado permanece menos tempo em suspensão, o que também influencia a
sedimentação dos metais.
O aumento na concentração dos metais no reservatório favorece uma maior
acumulação e biomagnificação via cadeia alimentar, podendo produz elevados níveis de
metais, particularmente em peixes piscívoros. Estes são populares para o consumo humano,
como traíra e tucunaré, e podem representar uma ameaça para a saúde da população
dependente da pesca em Juturnaiba para seu sustento. É importante alertar para os efeitos à
saúde humana ligada ao consumo de diferentes espécies de peixes, melhorando sempre que
possível às informações para a população local.
No presente estudo utilizamos a abundância normal de um elemento encontrado no
folhelho médio sem influência antrópica como background, na tentativa de quantificar a
influencia antrópica através do calculo do fator de enriquecimento. Com isso, um elemento ou
substância que se apresentasse em concentrações acima dos valores de background, a
exemplo do Mn e Pb, pode ser considerado potencialmente nocivo à biota.
Como o reservatório de Juturnaiba serve de centro de distribuição de água para a
população costeira da região dos Lagos, com aproximadamente 240.000 pessoas, fazem-se
necessários programas de monitoramento das condições físico-quimicas das águas e
sedimentos, além da fauna e flora.
Através dos mapas de distribuição e atenuação verificamos as concentrações dos
metais e pudemos dividi-los em basicamente três grupos: um primeiro grupo apresentou as
maiores concentrações e menor atenuação (mobilidade) na parte norte do reservatório, na
região próxima a saída do rio São João (Al, Fe e Cu), um segundo apresenta as concentrações
51
mais elevadas e menor atenuação ao sul do reservatório, na região próxima a saída do rio
Bacaxa (Pb, Zn e Mn) e, por último, o Hg, que apresentou as maiores concentrações na parte
oeste da represa, na região de confluência com o rio Capivari, no entanto sua atenuação foi
menor na parte sul, no ponto 10, semelhante ao encontrado para o Pb, Zn e Mn.
O mapa de atenuação nos indica que provavelmente o ponto 10 está funcionando
como uma barreira geoquímica para o movimento destes metais. A hidrodinâmica,
associações químicas de metais com a matéria orgânica ou outros compostos, exemplifica os
fatores que podem influenciar a mobilidade do metal na região estudada.
Tendo em vista que as macroalgas e macrófitas constituem a base da teia trófica dos
sistemas lacustres, faz-se importante a realização de mais estudos aprofundados sobre a
caracterização da assimilação de metais por produtores primários. A análise da fase química
dos metais também se torna importante, pois o sistema serve de abastecimento público de
água para a maior parte da população que reside ou frequenta a região dos Lagos.
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61
6 ANEXOS
Tabela 3 - Concentração total de Al, Pb, Cu, Mn, Fe, Zn, Hg, N, P (em mg/kg) e COT (% p/p), nos sedimentos superficiais do reservatório de Juturnaiba.
Samples % <63 um Al Pb Zn Mn Fe Hg Cu P N COT1 97.66 24753 13 33 270 25103 0.087 19 651 2300 7.2
2 96.75 24991 10 46 327 27498 0.085 15 635 1100 27
3 93.38 24584 14 60 511 29879 0.060 15 705 1100 2.5
4 96.41 29562 14 56 326 24636 0.058 16 622 3000 9.9
5 98.95 37226 25 95 443 29300 0.107 18 626 2000 9.8
6 80.6 30763 23 69 256 16750 0.150 18 485 1300 7.5
7 98.58 34915 27 91 339 34180 0.171 16 830 1900 8.2
8 94.76 32890 24 80 826 42193 0.199 13 973 1300 6.1
9 96.54 29753 22 70 414 28494 0.133 13 776 1500 8.8
10 98.09 31854 30 103 2107 41378 0.159 15 831 1300 7
11 95.49 36604 23 79 520 41394 0.199 14 876 1100 6.2
12 98.66 36282 21 67 520 34397 0.197 16 870 1200 9.1
13 98.15 34793 25 75 702 32733 0.150 19 778 1500 2.3
14 92.19 29583 18 53 720 33601 0.153 11 909 900 6.8
15 99.12 41439 26 79 234 32300 0.173 7.3 1002 <500 2.1
16 99.83 41344 27 66 247 34183 0.182 7.7 1018 <500 3.4
17 99.86 40226 27 62 540 35438 0.195 7.8 1064 <500 4.4
18 99.47 39660 26 63 406 36906 0.211 9.8 1025 <500 5.7
19 98.7 36514 23 61 1221 41821 0.203 13 944 <500 6.7
20 99.68 40592 24 64 820 41104 0.171 13 870 <500 6.7
21 99.45 38279 23 63 916 44103 0.176 15 964 <500 6.6
22 52.07 23480 15 44 653 29170 0.112 8 581 <500 3.6
23 99.4 36825 20 54 544 40727 0.209 13 884 <500 6.7
24 99.14 39583 22 61 1014 37284 0.130 17 829 <500 2.3
25 75.01 38455 22 58 415 31494 0.146 18 796 <500 2.8
26 97.28 35130 22 60 1278 40627 0.082 21 1038 <500 9.2
27 32.46 26227 7.9 60 283 27359 0.087 2.8 305 <500 0.8
28 82.48 38898 19 51 269 34523 0.193 13 798 <500 8.6
29 96.52 41177 22 61 886 35473 0.148 18 794 <500 3.1
30 98.79 46261 23 62 381 44848 0.148 18 988 <500 4.9
31 99.39 51369 26 67 1249 46091 0.148 18 891 <500 8.8
32 96.86 61720 26 92 304 44658 0.101 17 777 <500 4.7
Tabela 4 - Correção Granulometrica e Fator de Enriquecimentodos metais Cu, Zn, Mn, Pb, Al e Fe.
Correção Granulometrica Fator de Enriquecimento
Al Pb Zn Mn Fe Cu Pb Zn Mn Fe Cu25346 13 34 276 25704 19 2.2 1.2 1.2 1.7 1.6
25830 10 48 338 28422 16 1.7 1.7 1.4 1.8 1.226327 15 64 547 31997 16 2.4 2.2 2.2 2.0 1.230663 15 58 338 25553 17 2.0 1.7 1.2 1.4 1.1
37621 25 96 448 29611 18 2.8 2.3 1.3 1.3 1.038167 29 86 318 20782 22 3.1 2.0 0.9 0.9 1.235418 27 92 344 34672 16 3.2 2.4 1.0 1.6 0.9
34709 25 84 872 44526 14 3.0 2.2 2.7 2.1 0.830819 23 73 429 29515 13 3.1 2.1 1.5 1.6 0.932474 31 105 2148 42184 15 3.9 2.9 7.1 2.1 1.0
38333 24 83 545 43349 15 2.6 2.0 1.5 1.9 0.836775 21 68 527 34864 16 2.4 1.7 1.5 1.6 0.935449 25 76 715 33350 19 3.0 2.0 2.2 1.6 1.1
32089 20 57 781 36448 12 2.5 1.6 2.6 1.9 0.841807 26 80 236 32587 7 2.6 1.7 0.6 1.3 0.441414 27 66 247 34241 8 2.7 1.5 0.6 1.4 0.4
40282 27 62 541 35488 8 2.8 1.4 1.4 1.5 0.439871 26 63 408 37103 10 2.7 1.4 1.1 1.5 0.536995 23 62 1237 42372 13 2.6 1.5 3.6 1.9 0.7
40722 24 64 823 41236 13 2.4 1.4 2.2 1.7 0.638491 23 63 921 44347 15 2.5 1.5 2.6 1.9 0.845093 29 85 1254 56021 15 2.6 1.7 3.0 2.1 0.7
37047 20 54 547 40973 13 2.2 1.3 1.6 1.8 0.739926 22 62 1023 37607 17 2.3 1.4 2.7 1.6 0.951266 29 77 553 41986 24 2.4 1.4 1.2 1.4 0.9
36112 23 62 1314 41763 22 2.6 1.6 3.9 1.9 1.280798 24 185 872 84285 9 1.2 2.1 1.2 1.7 0.247161 23 62 326 41856 16 2.0 1.2 0.7 1.5 0.7
42662 23 63 918 36752 19 2.2 1.3 2.3 1.4 0.946828 23 63 386 45397 18 2.1 1.2 0.9 1.6 0.851684 26 67 1257 46374 18 2.1 1.2 2.6 1.5 0.7
63721 27 95 314 46106 18 1.7 1.4 0.5 1.2 0.6
Tabela 5 - Matriz de Correlação de Pearson entre os Metais
% < 63µm Al Pb Zn Mn Fe Cu COT N P
% < 63µm
1 ,417*
,600**
,314 ,219 ,425*
,461**
-,064 ,170 ,695**
Al 1 ,614**
,326 ,011 ,627**
,250 -,282 -,401*
,470**
Pb 1 ,659**
,318 ,479**
,235 -,193 -,092 ,643**
Zn 1 ,218 ,217 ,212 ,242 ,346 ,086Mn 1 ,509
**,274 ,027 -,125 ,271
Fe 1 ,160 -,203 -,462**
,685**
Cu 1 ,093 ,286 ,055COT 1 ,191 -,365
*
N 1 -,350P 1*. Correlação é significante no nível 0.05 (2-tailed).
**. Correlação é significante no nível 0.01 (2-tailed).
Registros Fotográficos
Foto 1 - Vertedouro da Barragem Foto 2 - Reentrância do reservatório, com
demonstração de taboas, aguapés e carrapatinhos
Foto 3 - Disco de Sechi Foto 4 - Falésia
Foto 5 - Perfil do solo Foto 6 - Presença de macrofitas
Fotos por: WASSERMAN, J. C., 2011.
