UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE QUÍMICA E BIOQUÍMICA
Influência das Plantas de Sapal na
Biogeoquímica do Mercúrio e Metilmercúrio:
Sapais do Tejo e Guadiana
Ricardo Manuel Pires Mendes
Dissertação de
Mestrado em Química Tecnológica
Especialização em Química Tecnológica
UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE QUÍMICA E BIOQUÍMICA
Influência das Plantas de Sapal na
Biogeoquímica do Mercúrio e Metilmercúrio:
Sapais do Tejo e Guadiana
Ricardo Manuel Pires Mendes
Dissertação de
Mestrado em Química Tecnológica
Especialização em Química Tecnológica
Orientadores:
Prof. Doutor Manuel Luís Matos Lopes (
DQB/FCUL) e
Doutor João Alfredo Vieira Canário (
Investigador no Instituto Português do Mar e da Atmosfera)
i
Agradecimentos
Ao Doutor João Canário, orientador deste projeto, por todo o apoio, bom humor e excelente pessoa que é.
Ao Professor Doutor Manuel Matos Lopes e pela possibilidade de efectuar este estágio sob a sua orientação e pelas suas correcções e opiniões.
Ao Instituto Português do Mar e da Atmosfera pela disponibilidade de todos os meios necessários à realização deste trabalho.
Ao LNEG, pelo apoio prestado e pela disponibilidade de equipamento na determinação de alúminio.
À Doutora Helena Lourenço e Susana Gonçalves, pelo apoio prestado e pela disponibilidade de equipamento na determinação de ferro e mangânes.
À Doutora Marta Nogueira, pelo apoio prestado na determinação dos potenciais redox e pH.
Á Mestre Bárbara Anes, pelos ensinamentos e ajuda prestada no tratamento de dados. Um muito Obrigado!
Ao Doutor Miguel Caetano, pelos primeiros ensinamentos, conselhos e saída de campo Ao DoutorNelson O'Driscollpelas leituras de determinação de metilmercúrio.
Ao Mestre Pedro Brito, pelo companheirismo e ajuda durante os trabalhos de campo e à Mestre Rute Cesário, pela simpatia e pelo ensino das primeiras técnicas
Aos restantes colegas do IPMA. Joana Raimundo, Patrícia Pereira, Rui, Maria João e Teresa pela amizade e companheirismo durante todo o estágio.
Ao Denis Rodrigues, pelo companheirismo nestes anos de faculdade, e pela capacidade de trabalho sempre demonstrada e com que eu me identifico. Se nestes anos, alguma vez fui incorreto, as minhas sinceras e sentidas desculpas.
Ao André Ferreira, um amigo de vida, pelo apoio e ajuda sempre demonstrada e á Margarida Murta, por ser a amiga e a pessoa que é.
Á Rita Santos, o meu grande amor, que sempre me ajudou, apoiou e esteve sempre ao meu lado, mesmo nas alturas mais complicadas e dificeis do estágio.
ii
Ao tio Vitor, tia Helena, primos Diogo, António e Pedro, perdoêm-me as ausências e os silêncios neste ano.
E a referência mais importante, à minha Mãe, patrocinadora deste mestrado, pela educação, amor e carinho, e por nada me ter faltado. Um exemplo de vida. Se há “vencidos da vida” ela é uma “vencedora da vida”.
iii
Resumo
O presente trabalho incide num estudo realizado sobre a variação sazonal (inverno/primavera) of biogeoquímica do Hg em sedimentos, águas e plantas em sapais com Hg de distintas origens naturais (origem antropogénica – sapal do Rosário e origem geológica – sapal de Castro Marim)
Durante as amostragens foram recolhidas partes aereas de plantas, águas sobrenadantes, cores de sedimentos de zonas colonizadas por plantas (colonizados por S. fruticosa e S. maritima) e de zonas não colonizadas.
Foram determinadas a Humidade (%), LOI (%),Eh, pH, %Biomassa (só no caso dos cores com plantas), e concentrações de SO42-, Cl-, HS-, AVS, Hg, Al, Fe, Mn, Hg e MeHg.
Os resultados mostram que os teores de Hgsed e MeHgsed do sedimento no sapal do Rosário são uma ordem de grandeza mais elevados do que no sapal de Castro Marim, o que demonstra a contaminação a que o sapal do Rosário foi sujeito.
No sapal do Rosário os teores de Hg e MeHg dissolvidos, são maiores no inverno do que na primavera, mas no sapal de Castro Marim, os teores de Hg e MeHg dissolvidos são maiores na primavera, uma vez que podem reter o mercúrio na fração dissolvida.
Concluímos também que foram nas raízes das plantas onde houve maiores percentagens de MeHg face ao Hg total, na maioria dos casos, durante a primavera.
De uma maneira geral, verificou-se que os teores de Hg e MeHg na biomassa são muito superiores aos teores de mercúrio no sedimento o que é devido ao facto da biomassa subterrânea absorver/adsorver Hg e MeHg existentes no sedimento, acumulando nas raizes.
Os teores de Hg e MeHg nas partes aéreas são inferiores aos teores na biomassa subterrânea, tendo um fraco transporte das raízes para as partes aéreas.
iv
Abstract
Our present work focus on a study on the seasonal variation (winter/spring) of mercury biogeochemistry in salt marshes, with the mercury from distinct natural origins (anthropogenic origin - Rosário’s salt marshes, and geologic origin - Castro Marim’s marshes).
During the sampling period we also collected aerial portions of local plants, overlaying water samples and sediment cores from colonized (colonized by S. fruticosa and S. maritima) and non-colonized areas.
In the laboratory, we determined the Humidity (%), LOI (%), Eh, pH, % of biomass (only in the case of the cores obtained from colonized areas), and were analysed concentrations of Cl-, SO42, HS-, AVS, Al, Fe, Mn, Hg, MeHg.
Our results show that the concentrations of Hg and MeHg determined from the solid fraction of the sediment obtained from the Rosário’s salt marshes are of a greater order of magnitude then those determined from the Castro Marim’s salt marshes. These results reveal the degree of contamination the Rosário’s salt marshes underwent.
In Rosário’s salt marshes the concentrations of dissolved Hg and MeHg are greater during the winter than in the spring, but in Castro Marim’s salt marshes they are greater in the spring, since they can retain Hg in the dissolved fraction.
We also concluded that a greater percentage of MeHg is found in the plants’ roots when compared with the total Hg present, in the majority of cases during the spring.
We could generally verify that the concentrations of Hg and MeHg in the biomass are much higher than the concentrations of Hg in the sediment which is due to the fact that the subterranean biomass can absorb/adsorb Hg and MeHg existing in the sediment, collecting them in the plants’ roots.
Concentrations of Hg and MeHg in the aerial portions of the plants than in the subterranean biomass, having a weak rate of transport from the roots to the aerial portions.
v
Índice
Agradecimentos ... i Resumo ... iii Abstract ... iv Índice ... vÍndice de Figuras ... viii
Índice de Tabelas ... xiii
Lista de Acrónimos ... xiv
I. Introdução ... 1
1. Sapais ... 1
1.1. Caracteristicas gerais dos sapais ... 1
1.2. Flora nos sapais ... 2
2. O mercúrio ... 3
2.1. O ciclo biogeoquímico do mercúrio ... 3
2.2. Propriedades físico-químicas do mercúrio ... 5
2.3. Toxicidade do mercúrio e metilmercúrio ... 7
2.4. Formação de metilmercúrio ... 8
2.5. Mercúrio em águas naturais ... 10
2.6. Mercúrio em sedimentos ... 12
3. Reações de diagénese nos sapais ... 15
3.1. Comportamento geral ... 15
3.2. Mercúrio em sapais ... 18
4. Objetivos deste trabalho ... 19
II. Caracterização da área de estudo ... 21
1. Estuário do Tejo ... 22
2. Estuário do Guadiana ... 24
III. Materiais e Métodos ... 26
1. Descontaminação do material ... 26
2. Trabalho de Campo ... 27
3. Processamento das amostras ... 28
3.1 Sedimentos ... 28
3.1.1. Águas intersticiais ... 28
3.1.2 Fração sólida ... 28
3.1.3. Procedimento especial para sulfuretos dissolvidos e AVS ... 29
vi
3.3 Plantas ... 30
3.3.1 Biomassa subterrânea ... 30
3.3.2 Biomassa aérea ... 30
4. Análise das amostras ... 32
4.1. Análise das águas ... 32
4.1.1. Determinação de ferro e manganês totais dissolvidos ... 32
4.1.2. Determinação de cloretos dissolvidos ... 32
4.1.3. Determinação de sulfatos ... 33
4.1.4. Determinação de sulfuretos dissolvidos totais ... 33
4.1.5. Determinação de mercúrio total dissolvido ... 34
4.1.6. Determinação de metilmercúrio dissolvido ... 35
4.2. Análise à fração sólida do sedimento ... 36
4.2.1. Teor de humidade ... 36
4.2.2. Teor em matéria orgânica sedimentar ... 36
4.2.3. Determinação do pH e EH ... 37
4.2.4. Determinação da concentração de ferro, manganês e alumínio total .... 37
4.2.5. Determinação da concentração mercúrio total ... 39
4.2.6. Determinação de metilmercúrio ... 39
4.2.7. Determinação de sulfuretos insolúveis ... 40
4.3 Análise das amostras vegetais ... 41
4.3.1 Determinação da percentagem de biomassa subterrânea ... 41
4.3.2. Determinação de mercúrio total ... 41
4.3.3. Determinação de metilmercúrio ... 42
5. Materiais Certificados de Referência ... 43
IV. Resultados e Discussão ... 45
1. Caracterização do sedimento ... 45
1.1. Fração sólida dos sedimentos ... 45
1.1.1. Teores de humidade, LOI, potencial redox e pH ... 45
1.1.2. Alumínio, ferro e manganês totais ... 51
1.1.3. Sulfuretos Ácidos Voláteis ... 59
1.1.4. Biomassa subterrânea ... 61
1.2. Águas intersticiais ... 63
1.2.1. Clorinidade ... 63
1.2.2. Sulfatos e Sulfuretos dissolvidos totais ... 65
vii
2. Águas sobrenadantes ... 78
3. Mercúrio e metilmercúrio... 79
3.1 Fração sólida do sedimento ... 79
3.1.1. Mercúrio ... 79 3.1.2. Metilmercúrio ... 84 3.2 Águas intersticiais ... 87 3.2.1. Mercúrio ... 87 3.2.2. Metilmercúrio ... 89 3.3 Plantas ... 93 3.3.1. Biomassa subterrânea ... 93 3.3.1.1. Mercúrio ... 93 2.3.1.2. Metilmercúrio ... 95 3.3.2. Biomassa aerea ... 99 3.3.2.1. Mercúrio ... 99 3.3.2.2. Metilmercúrio ... 100
3.4. Distribuição de mercúrio e metilmercúrio entre sedimentos e biomassa subterrânea ... 103
3.5. Correlações entre mercúrio e metilmercúrio ... 109
3.6. Cálculo dos stocks de Hg e MeHg ... 113
3.7 Cálculo dos fluxos difusivos ... 115
3.8. Comparação dos valores de mercúrio e metilmercúrio ... 117
V. Conclusões Gerais ... 119
Relatório de ambiente e segurança ... 120
Análise de custos ... 122
Apêndice ... 123
1.1 Técnicas de análise ... 123
1.2.1 espectroscopia de Absorção Atómica por Chama ... 123
1.2.2. espectroscopia de Absorção Atómica Eletrotérmica ... 124
1.2.3. espectroscopia de Fluorescência Atómica – Vapor Frio com Injeção de Fluxo ... 125
1.2.4. espectroscopia de Fluorescência Atómica – Cromatografia Gasosa ... 126
1.2.5. espectroscopia Molecular Ultravioleta - Visível ... 127
1.2.6. Polarografia ... 127
Glossário ... 129
viii
Índice de Figuras
Figura 1 – Ciclo Biogeoquímico do Mercúrio (adaptado de Monteiro (2010) e Canário (2004a)).4 Figura 2 - Variação de cloro- e hidroxi-complexos de Hg2+ em solução aquosa, consoante a
concentração de Cloro e o pH. ... 11 Figura 3- Esquema explicativo da diagenética em sedimentos não colonizados por plantas e
em sedimentos colonizados por plantas (adaptado de Otte & Jacob, 2003). ... 16 Figura 4 – Estuário do Tejo, com destaque para a zona do sapal do Rosário, onde se realizou a amostragem. ... 23 Figura 5 - Estuário do Guadiana. Destaque para a zona do sapal de Castro Marim, onde se
realizou a amostragem. ... 24 Figura 6 – Fotografia de um core de sedimentos num corer metálico, e fotografia do local de
amostragem no sapal do Rosário, onde se pode ver solos colonizados por plantas e solos não colonizados. ... 27 Figura 7- Imagens das plantas em sapal, juntamente com desenhos do seu perfil. Em cima
temos a S. fruticosa e em baixo a S. marítima (adaptado de Duarte, 2010 e Antunes Dias & Marques, 1999). ... 31 Figura 8 - Esquema da montagem para a extração do AVS e SEM (Adaptado de
Canário,(2000). ... 40 Figura 9 - Perfis verticais dos teores de Humidade (%), nos sedimentos recolhidos no sapal de
Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não
colonizados. ... 45 Figura 10 - Perfis verticais dos teores de Humidade (%) nos sedimentos recolhidos no sapal do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 46 Figura 11 - Perfis verticais dos teores de LOI (%), nos sedimentos recolhidos no sapal de
Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não
colonizados. ... 47 Figura 12 - Perfis verticais dos valores de LOI (%), nos sedimentos recolhidos no sapal do
Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 47 Figura 13 – Perfis verticais dos potenciais redox, nos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não colonizados. 48 Figura 14 – Perfis verticais dos potenciais redox, nos sedimentos recolhidos no sapal do
Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não colonizados. ... 49 Figura 15 – Perfis verticais dos pH, nos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim para
sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não colonizados. ... 50 Figura 16 – Perfis verticais dos pH, nos sedimentos recolhidos no sapal do Rosário para
ix
Figura 17 - Perfis verticais dos teores de alumínio (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 51 Figura 18 - Perfis verticais dos teores de alumínio (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal
do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não
colonizados. ... 52 Figura 19 - Perfis verticais dos teores de ferro (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal de
Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não
colonizados. ... 53 Figura 20 - Razões dos teores de Fe/Al dos sedimentos recolhidos no Sapal de Castro Marim.
... 53 Figura 21 - Perfis verticais dos teores de ferro (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal do
Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não colonizados. ... 54 Figura 22 - Razões dos teores de Fe/Al dos sedimentos recolhidos no sapal do Rosário. ... 55 Figura 23 - Perfis verticais dos teores de manganês (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no
sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima e não colonizados. ... 56 Figura 24 - Razões dos teores de (Mn/Al)×10-2 dos sedimentos recolhidos no sapal de Castro
Marim ... 56 Figura 25 - Perfis verticais dos teores de manganês (mg g-1), nos sedimentos recolhidos no
sapal do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 57 Figura 26 - Razões dos teores de (Mn/Al)×10-2 dos sedimentos recolhidos no Sapal do
Rosário. ... 58 Figura 27 - Perfis verticais dos teores de AVS (µmol g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal
de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 59 Figura 28 - Perfis verticais dos teores de AVS (μmol g-1
), nos sedimentos recolhidos no sapal do Rosário em sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não
colonizados. ... 60 Figura 29 - Perfis verticais em profundidade da Biomassa (%) nos sedimentos recolhidos no
sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima. .... 61 Figura 30 - Perfis verticais da percentagem de Biomassa (%) nos sedimentos recolhidos no
sapal do Rosário em sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima. ... 62 Figura 31 - Perfis verticais dos teores de cloretos (g L-1) nas águas intersticiais dos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S.
marítima e não colonizados. ... 63
Figura 32- Perfis verticais dos teores de cloretos (g L-1) nas águas intersticiais dos sedimentos recolhidos no Sapal do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S.
marítima e não colonizados. ... 64
Figura 33 - Perfis verticais dos teores de sulfatos (mM) nas águas intersticiais dos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S.
x
Figura 34 - Razões dos teores de (SO4
2-/Cl-) nas águas intersticiais dos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 66 Figura 35 - Perfis verticais dos teores de Sulfatos (mM) nas águas intersticiais dos sedimentos
recolhidos no sapal do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S.
maritima e não colonizados... 66
Figura 36 - Perfis das razões dos teores de (SO4
2-/Cl-) dos sedimentos recolhidos no Sapal de Rosário. ... 67 Figura 37 - Perfis verticais dos teores de sulfuretos dissolvidos (HS-) (µM) nas águas
intersticiais dos sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não
colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 68 Figura 38 - Perfis verticais dos teores de Sulfuretos dissolvidos (µM) dos sedimentos
colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal do Rosário. ... 68 Figura 39 - Perfis dos teores de SO4
(mM) e HS- (μM) nas águas intersticiais dos sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 70 Figura 40 - Perfis dos teores de SO42-(mM) e HS-(μM) nas águas intersticiais dos sedimentos
recolhidos no sapal do Rosário. ... 71 Figura 41 - Perfis verticais dos teores de ferro (mg L-1) nas águas intersticiais dos sedimentos
para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados,
recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 73 Figura 42 – Perfis verticais dos teores de ferro dissolvido (mg L-1
) nas águas intersticiais dos sedimentos para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não
colonizados, recolhidos no sapal do Rosário. ... 74 Figura 43 - Perfis verticais dos teores de manganês (mg L-1) nas águas intersticiais dos
sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 76 Figura 44 – Perfis verticais dos teores de manganês dissolvido (mg L-1
) nas águas intersticiais dos sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados,
recolhidos no sapal do Rosário. ... 77 Figura 45 - Perfis verticais dos teores de mercúrio (μg g-1
), para sedimentos colonizados por S.
fruticosa e S. marítima e não colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 79
Figura 46 - Perfis das razões dos teores de ([Hg]/[Al]) e ([Hg])/(%LOI) dos sedimentos
recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 80 Figura 47 - Perfis verticais dos teores de mercúrio total (µg g-1), em sedimentos colonizados por
S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal do Rosário. ... 81
Figura 48 - Perfis das razões dos teores de ([Hg]/[Al]) e ([Hg])/(%LOI) dos sedimentos
recolhidos no sapal do Rosário. ... 82 Figura 49 - Perfis verticais dos teores de metilmercúrio (ng g-1), nos sedimentos colonizados
por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 84
xi
Figura 50 - Perfis verticais dos teores de metilmercúrio total (ng g-1), nos sedimentos recolhidos no sapal do Rosário para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados. ... 85 Figura 51 - Perfis percentagens de MeHg em relação à proporção de mercúrio total dos
sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim (C.M.) e no sapal do Rosário (R.). ... 86 Figura 52 - Perfis verticais dos teores de mercúrio (ng L-1) para sedimentos colonizados por S.
fruticosa e S. marítima e não colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 87
Figura 53 - Perfis verticais dos teores de mercúrio total (ng L-1), para sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal do Rosário. ... 88 Figura 54 - Perfis verticais dos teores de metilmercúrio (ng L-1) para sedimentos colonizados
por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 89 Figura 55 - Perfis verticais dos teores de metilmercúrio (ng L-1), para sedimentos colonizados
por S. fruticosa e S. marítima e não colonizados, recolhidos no sapal do Rosário. ... 90 Figura 56 - Perfis percentagens de MeHg em relação à proporção de mercúrio dissolvido nos
sedimentos recolhidos no sapal de Castro Marim (C.M.) e no sapal do Rosário (R.). ... 92 Figura 57 - Perfis verticais do teor de mercúrio total (μg g-1
) na biomassa subterrânea nos sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. marítima recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 93 Figura 58 – Perfis verticais dos teores de mercúrio total (μg g-1
) na biomassa subterrânea de S.
fruticosa e S. maritima, recolhida no sapal do Rosário. ... 94
Figura 59 - Perfis verticais do teores de metilmercúrio total (ng g-1) na biomassa subterrânea nos sedimentos colonizados por S. fruticosa e S. maritima, recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 95 Figura 60 - Perfis verticais dos teores de metilmercúrio total (ng g-1) na biomassa subterrânea
da S. fruticosa e S. marítima recolhida no sapal do Rosário,. ... 96 Figura 61 - Perfis percentagens de MeHg em relação à proporção de mercúrio dissolvido na
biomassa subterrânea recolhida no sapal de Castro Marim (C.M.) e no sapal do Rosário (R.). ... 97 Figura 62 - Valores dos teores de mercúrio total (μg g-1
) nas partes fotossintéticas e não fotossintéticas para as plantas S.fruticosa e S. marítima, no sapal de Castro Marim. ... 99 Figura 63 - Teores de mercúrio total (μg g-1
) para as partes fotossintéticas e não fotossintéticas para as plantas S.fruticosa e S. marítima no sapal do Rosário. ... 100 Figura 64 - Valores dos teores de metilmercúrio total (ng g-1) para as partes fotossintéticas e
não fotossintéticas para as plantas S.fruticosa e S. marítima no sapal de Castro Marim. ... 100 Figura 65 - Teores de metilmercúrio (ng g-1) para as partes fotossintéticas e não fotossintéticas
para as plantas S.fruticosa e S. marítima no sapal do Rosário. ... 101 Figura 66 – Percentagem de metilmercúrio em função do teor de mercúrio total nas partes
fotossintéticas e não fotossintéticas para a S. fruticosa e S. marítima, recolhidas no sapal de Castro Marim ... 101
xii
Figura 67 - Percentagem de metilmercúrio em função do teor de Mercúrio total nas partes fotossintéticas e não fotossintéticas para a S. fruticosa e S. marítima, recolhidas no sapal do Rosário. ... 101 Figura 68 - Perfis dos teores de Hg na biomassa subterrânea e nos sedimentos colonizados,
recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 103 Figura 69 - Perfis dos teores de Hg na biomassa subterrânea e nos sedimentos colonizados,
recolhidos no sapal do Rosário. ... 104 Figura 70 - Perfis dos teores de MeHg na biomassa subterrânea e nos sedimentos colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 105 Figura 71 - Perfis dos teores de MeHg na biomassa subterrânea e nos sedimentos colonizados recolhidos no sapal do Rosário. ... 106 Figura 72 - Correlações entre os teores de Hg na fração sólida e na biomassa subterrânea dos
sedimentos colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 109 Figura 73 - Correlações entre os teores de MeHg na fração sólida e MeHg na biomassa
subterrânea dos sedimentos colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 110 Figura 74 – Correlações entre os teores de MeHg e Hg na biomassa subterrânea nos
sedimentos colonizados recolhidos no sapal de Castro Marim. ... 110 Figura 75 – Correlações entre os teores de MeHg e Hg na biomassa subterrânea nos
sedimentos colonizados recolhidos no sapal do Rosário. ... 111 Figura 76 - Correlações entre os teores de MeHg na fração sólida e MeHg na biomassa
subterrânea dos sedimentos colonizados recolhidos no sapal do Rosário. ... 111 Figura 77 - Correlações entre os teores de Hg na fração sólida e na biomassa subterrânea dos
sedimentos colonizados recolhidos no sapal do Rosário. ... 112 Figura 78 – Esquema de funcionamento do “Advanced Mercury Analyser 254” (adaptado de
xiii
Índice de Tabelas
Tabela 1 – Espécies de mercúrio mais comuns (adaptado de IUPAC (1998)). ... 6 Tabela 2 – Espécies principais de mercúrio presentes na fração sólida e nas águas intersticiais dos sedimentos (Canário, 2004a). ... 14 Tabela 3 - Condições operatórias usadas para análise de Fe e Mn por EAA-Chama. ... 32 Tabela 4 – Condições operatórias para a determinação de mercúrio total dissolvido por
Fluorescência Atómica ... 35 Tabela 5 – Condições operatórias usadas para análise de Fe, Al, e Mn por EAA-Chama ... 38 Tabela 6 - Concentrações e incertezas associadas dos padrões PACS-2, MESS-3, HISS-1,
1646a, BCR-60 e BCR-62 para Hg, Al, Mn, Si, e Fe ... 43 Tabela 7 – Concentrações médias, desvios padrões e erros de método associados para o
mercúrio presente nas plantas e na fracção sólida do sedimento. ... 44 Tabela 8 – Teores de inverno e de primavera dos teores das espécies químicas analisadas
para as águas sobrenadantes, recolhidas no sapal de Castro Marim. ... 78 Tabela 9 - Teores de inverno e de primavera dos teores das espécies químicas analisadas para
as águas sobrenadantes, recolhidas no sapal de Rosário. ... 78 Tabela 10 – Valores dos stocks obtidos para o sapal de Castro Marim e do Rosário... 113 Tabela 11 - Valores dos fluxos difusivos com a indicação dos respetivos sentidos, para o HgD
nos sedimentos e HgD nas águas sobrenadantes ... 116
Tabela 12 - Teores mercúrio e metilmercúrio nacionais e internacionais no sedimento e
dissolvidos... 117 Tabela 13 – Teores mercúrio e metilmercúrio nacionais em sedimentos colonizados por plantas halófitas ... 118 Tabela 14 – Lista de material mais consumido e respetivos custos ... 122 Tabela 15 – Custos das análises, com nos valores apresentados em Diário da Républica, 2ª
xiv
Lista de Acrónimos
AVS - Sulfuretos Ácidos Voláteis ou Monosulfuretos metálicos (do inglês, Acid volatile
sulphides)
CH2O – Fórmula geral dos compostos de carbono
CVAFS - espectroscopia de Fluorescência Atómica por Vapor - Frio (do Inglês Could
Vapor – Atomic Fluorescence Spectroscopy)
DPCSV – Polarografia Diferencia de Redissolução catódica
DPP – Polarografia Diferencial por Impulsos
EH – Potencial redox em relação ao elétrodo de hidrogénio
HgD – Mercúrio na fração dissolvida do sedimento Hgraiz – Mercúrio absorvido pela biomassa subterrânea
Hgsed – Mercúrio na fração sólida do sedimento HMDE – Elétrodo de mercúrio de gota suspensa L.D. – Limite de deteção
LOI - Matéria Orgânica Sedimentar (do inglês, Lost on Ingnition) MeHg – Metilmercúrio
p – valor da probabilidade estatística r – coeficiente de correlação
– Tortuosidade do sedimento
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I. Introdução
1. Sapais
1.1. Caracteristicas gerais dos sapais
Os sapais são ambientes específicos de estuários, deltas, ou lagos, e são zonas de transição entre ecossistemas marinhos e terrestres. São caracterizados por serem plataformas de sedimentos finos (por deposição fluvial ou por erosão e transporte de ondas) e de matéria orgânica. São alagados consoante as marés e colonizados por plantas, que apresentam características que lhes permitem desenvolver-se neste tipo de ambientes (Mitsh & Gosselink, 2000; Caçador & Vale, 2001; Davidson-Arnott, et al., 2002).
Os sapais são ecossitemas de extrema importância para o ambiente devido à elevada produção biológica primária, proteção à erosão costeira, fluxos hidrológicos regulares, ciclos biogeoquímicos de nutrientes e metais, e habitats com uma grande variedade de espécies, onde se incluem insetos, anfíbios, peixes e aves (Mitsh & Gosselink, 2000; Caçador & Vale, 2001; Válega, et al., 2008a; Canário, et al., 2010).
Os sapais podem atuar como fontes, sumidouros ou transformadores de espécies e elementos químicos, dependendo de vários parâmetros tais como o pH, condições redox, oxigénio dissolvido, matéria orgânica e interações entre microrganismos (Mitsh & Gosselink, 2000; Otte & Jacob, 2003).
Podem ainda reter nutrientes e contaminantes (Válega, et al., 2008a), sendo os nutrientes mais comuns, em geral, compostos de azoto, fósforo e ferro (Mitsh & Gosselink, 2000).
De uma maneira geral, estas zonas sofrem grandes perturbações de origem antropogénica devido à proximidade a cidades e indústrias, ocupação para fins agrícolas e construção, tendo sido por isso afetados por contaminações provenientes dos efluentes que têm, muitas vezes, elevado o teor em metais pesados.
2 Ricardo M.P.Mendes
1.2. Flora nos sapais
Os sapais de Portugal são colonizados por espécies halófitas, sendo as mais comuns a Halimione portulacoides, Sarcocornia fruticosa, Spartina marítima e Juncos marítimos (Antunes Dias & Marques, 1999; Caçador & Vale, 2001; Canário, et al., 2007a; Caetano, et al., 2008; Duarte, et al., 2010).
Estas plantas podem imobilizar ou mobilizar metais nos sedimentos da rizosfera, consoante a excreção de oxigénio das raízes para o sedimento, influenciando assim os processos redox e ainda alterando o pH (Caçador & Vale, 2001; Otte & Jacob, 2003; Weis & Weis, 2004). Conseguem suportar períodos em que ficam submersas por várias horas e suportar elevada salinidade. Permitem que se depositem mais sedimentos, que são estabilizados pelas suas raízes e onde é produzida e acumulada mais matéria orgânica (Mitsh & Gosselink, 2000; Davidson-Arnott, et al., 2002).
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2. O mercúrio
2.1. O ciclo biogeoquímico do mercúrio
Na figura 3 encontra-se representado o ciclo biogeoquímico do mercúrio que resume a especiação e forma química do mercúrio no meio ambiente (meio atmosférico, meio aquático e meio sedimentar).
O ciclo, de uma forma geral, centra-se nas reações que envolvem as seguintes espécies:
Hg0 ↔ Hg2+ ↔ CH3Hg+
O mercúrio (II) encontra-se fundamentalmente em sedimentos e águas na forma de compostos simples ou compostos mais complexos, podendo sofrer dois processos distintos: ser reduzido a mercúrio elementar através de processos de fotoredução, passando para a atmosfera (Canário & Vale, 2004b) ou através de redução (Mason, et al., 1995) encontrando-se então como gás dissolvido na água ou como vapor de mercúrio na atmosfera; ser biologicamente metilado através de micro-organismos (Baldi, 1997).
O teor destas três espécies de mercúrio referidas num determinado meio depende de diversos fatores mas fundamentalmente dos equilíbrios entre as reações em que as referidas espécies se encontrem envolvidas.
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Figura 1 – Ciclo Biogeoquímico do Mercúrio (adaptado de Monteiro (2010) e Canário
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2.2. Propriedades físico-químicas do mercúrio
O desenvolvimento industrial conduziu ao aparecimento, ou ao aumento de substâncias químicas que até então não existiam ou existiam em muito pequenas quantidades no ambiente. A libertação destas substâncias mais ou menos reativas afetam os sistemas em que estão inseridas. Entre os poluentes, destacam-se os metais pesados, onde se inclui o mercúrio (Hg).
O mercúrio é um poluente global sendo que as suas formas químicas apresentam um elevado grau de toxicidade para o biota, sendo por isso, considerado um dos metais pesados mais tóxicos (Pacyna, et al., 2008). O mercúrio é o único metal líquido à temperatura ambiente (Horvat, 1996), com uma densidade de 13,5 g cm-3, a sua temperatura de fusão é de -38,9ºC (considerado o ponto de fusão mais baixo de todos os metais), e um ponto de ebulição é a 357,25ºC (Andrew & Nriagu, 1979; O’Neil, 1985 ).
É caracterizado por uma baixa resistividade elétrica, elevada tensão superficial e elevada condutividade térmica na gama líquida (Andrew & Nriagu, 1979). A pressão de vapor é de 0,0703 Pa a 10ºC e 0,17 Pa a 20ºC, com a concentração de saturação de vapor de mercúrio no ar a variar entre 5,5 mg m-3 a 10ºC para 12 mg m-3 a 20ºC (Andrew & Nriagu, 1979).
Devido á sua volatilidade, é facilmente transportado por grandes distâncias atravéz do transporte atmosférico. Por conseguinte, conduz a contaminação de locais que se encontram a grandes distâncias das fontes antropogénicas (Pirrone, et al., 2008).
O mercúrio possui três os estados de oxidação, sendo eles o mercúrio elementar (Hg0), o ião mercuroso (Hg+) e ião mercúrico (Hg2+), que podem formar espécies mais ou menos estáveis. O mercúrio elementar (Hg0) e o ião mercúrico (Hg2+) são os estados de oxidação mais comuns na natureza (Horvat, 1996).
Como referido anteriormente o mercúrio elementar (Hg0) é bastante volátil, relativamente não reativo e por isso eficientemente transportado, como um vapor na atmosfera por longas distâncias, apresentando baixa solubilidade (IUPAC, 1998; Ullrich, et al., 2001). A sua oxidação a HgO pelo oxigénio é termodinamicamente lenta e este composto é facilmente decomposto por ação da luz em Hg0 e O2 (NOAA, 1996; Morel, et al., 1998; Jackson, 1998).
6 Ricardo M.P.Mendes A espécie Hg+ não é termodinamicamente estável, sendo encontrada na forma de catião diatómico Hg22+. Esta espécie não forma complexos estáveis e transforma-se rapidamente em Hg0 + Hg2+, onde o Hg2+ forma complexos estáveis na presença de ligandos (NOAA, 1996; Morel, et al., 1998; Jackson, 1998).
A espécie inorgânica Hg2+, forma complexos estáveis com os iões cloreto, sulfato, nitrato, hidróxido e com ligandos orgânicos, como – CH3 ou – COOH. Por ser um ácido de Lewis fraco, tem maior afinidade com ligandos considerados bases de Lewis fracas, como os sulfuretos, sendo por isso, a formação de HgS altamente favorável (NOAA, 1996; Morel, et al., 1998; Jackson, 1998).
Os compostos em que o mercúrio está ligado a um radical orgânico e outro grupo são solúveis em água, dissociando-se no catião R-Hg+ e no anião X-. Os aniões mais comuns são o Cl-, o OH-, o NO3- e o SO42-. Os ligandos de iões de halogéneos (Cl-, I- e Br-) conferem à ligação um caráter covalente linear (R-Hg-X) (Jackson, 1998).
Na natureza o mercúrio encontra-se fundamentalmente na forma de sulfureto de mercúrio (HgS), usualmente designado por cinábrio.
A Tabela 1 apresenta um resumo geral das espécies químicas em que o Hg se encontra.
Tabela 1 – Espécies de mercúrio mais comuns (adaptado de IUPAC (1998)).
Mercúrio elementar Hg0
Espécies inorgânicas de mercúrio Ião mercúrico Hg2+
Ião mercuroso Hg+
Sulfureto de mercúrio HgS
Espécies orgânicas de mercúrio Metilmercúrico CH3Hg
+
Etilmercúrio C2H5Hg
+
Dimetilmercúrio (CH3)2Hg
As fontes antropogénicas de mercúrio, são bastantes diversificadas, resultando, de maneira geral, de indústrias de extração e purificação de metais preciosos, indústrias cloro-alcalinas, e da queima de combustíveis fosseis como carvão, turfa e madeira em centrais termoelétricas.
O mercúrio teve aplicações em, instrumentos de medição de temperatura e pressão, na produção de lâmpadas e baterias, no processamento de madeiras (antifúngico) e
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em amálgamas para a manufatura eletrolítica de cloretos e hidróxido de sódio (NOAA, 1996; Morel, et al., 1998; IUPAC, 1998; Ullrich, et al., 2001). Atualmente a utilização de mercúrio encontra-se proibida na EUA e Canadá.
2.3. Toxicidade do mercúrio e metilmercúrio
O Hg elementar é pouco reativo, por isso, a toxicidade deste está fundamentalmente associada às suas formas orgânicas e inorgânicas.
O metilmercúrio é a forma de Hg mais abundante, sendo considerado cancerígeno e teratogénico (WHO, 1990). A sua elevada toxicidade deve-se à solubilidade lipídica e propriedades iónicas que apresenta, o que faz com que seja um composto que atravessa facilmente as membranas celulares dos organismos vivos por transporte passivo, inibindo a síntese proteica (Baldi, 1997).
O metilmercúrio funciona como uma potente neurotoxina, que se bioacumula nos organismos, devido a taxas de eliminação muito inferiores ás taxas de acumulação e por isso, a sua concentração amplifica ao longo da cadeia trófica: é absorvido por seres unicelulares (fitoplâncton e zooplâncton) sendo esses seres ingeridos por peixes pequenos, que por sua vez são ingeridos por peixes maiores. Consequentemente a concentração do metal vai aumentando ao longo da hierarquia predatória. Verifica-se a sua acumulação em peixes, invertebrados, mamíferos (especialmente organismos marinhos) e plantas aquáticas (Kumar & Tate, 1982; WHO, 1990; NOAA, 1996; Morel, et al., 1998; Ullrich, et al., 2001) constituindo um sério risco para a saúde pública. Os teores em metilmercúrio, existente no peixe, podem variar entre 60 a 90% do mercúrio total (O’Neil, 1985 ).
No organismo humano os alvos da toxicidade do metilmercúrio são o cérebro e o sistema nervoso central, sendo afetadas as funções sensoriais, visuais e auditivas (WHO, 1990). Quanto a mecanismos de toxicidade, o mercúrio estabelece fortes ligações com os grupos que contêm enxofre (grupos tiol) em proteínas e enzimas, danificando ou corrompendo os mecanismos da sua síntese e atividade (O’Neil, 1985 ; WHO, 1990). Em termos de consequências de envenenamento o metilmercúrio pode atravessar a placenta e afetar o feto.
8 Ricardo M.P.Mendes Têm existido vários acidentes devido a alimentos contaminados por metilmercúrio. O acidente da baía de Minamata (Japão), que decorreu nos anos de 1950, foi o mais mediático. Contudo também houve outros, como nos anos de 1971/72 no Iraque, devido à ingestão de grão com um fungicida feito à base de metilmercúrio (O’Neil, 1985 ; Ullrich, et al., 2001).
2.4. Formação de metilmercúrio
A formação de metilmercúrio no ambiente pode ocorrer em três compartimentos ambientais: na coluna de água, nos sedimentos e no biota, sendo a biometilação o processo biogeoquímico mais frequente na formação de metilmercúrio (Morel, et al., 1998; Ullrich, et al., 2001).
A biometilação depende de variáveis ambientais como a disponibilidade de iões de Hg inorgânico e a população microbiológica metilante (destacando-se as bactérias sulfato-redutoras) (NOAA, 1996). O balanço entre os processos de metilação e desmetilação, influenciam a quantidade de metilmercúrio produzida (Morel, et al., 1998; Ullrich, et al., 2001; Merrit & Amirbahman, 2009).
De uma maneira geral, as taxas de metilação são mais elevadas em condições anóxicas. Estas estão igualmente dependentes de parâmetros como os teores de matéria orgânica, nutrientes, concentração de sulfatos e sulfuretos, cloretos (efeito da salinidade), temperatura, pH e potencial redox, que estimulam ou não, o crescimento microbiano favorecendo as reações de metilação (NOAA, 1996; Ullrich, et al., 2001; Miranda, et al., 2007).
A variação sazonal destes parâmetros, faz com que existam períodos do ano com taxas de metilação mais elevadas (Canário, et al., 2005; Canário, et al., 2007a; Canário, et al., 2007b). Vários estudos apontam para um aumento dos processos de metilação durante os meses do verão, sendo por isso a temperatura um dos fatores determinantes (Canário, et al., 2005; Canário, et al., 2007a). As condições redox do sedimento também são outro fator que influencia a metilação do mercúrio, pois baixos potenciais redox, associados a ambientes anóxicos favorecem as taxas de metilação (Compeau & Bartha, 1984; Ullrich, et al., 2001). A presença de matéria orgânica nos sedimentos também favorece a metilação, pois pressupõe a existência de mais carbono disponível para ser utilizado pelas bactérias metiladoras (Furutani & Rudd, 1980)
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A influência direta do pH nos processos de metilação não é consensual, apenas se sabe que o pH influencia a mobilidade do mercúrio e metilmercúrio (Ullrich, et al., 2001). Condições de elevada salinidade tornam o metilmercúrio menos estável (Compeau & Bartha, 1984).
Aparentemente as condições para as quais se verificam taxas de metilação maiores de mercúrio, são pH baixo, baixa salinidade e presença de matéria orgânica em decomposição em condições redutoras (Ullrich, et al., 2001).
Os micro-organismos podem produzir metilmercúrio utilizando mercúrio armazenado em sedimentos por contaminação de efluentes industriais e domésticos nos estuários dos rios, podendo através de reações diagenéticas (definida na página 9), ficar disponivel para processos de metilação (Compeau & Bartha, 1984; Gilmoure, et al., 1992; Canário, et al., 2003a). As bactérias sulfato redutoras, são os principais agentes metiladores de mercúrio em meios anóxicos de ambientes lacustres e estuarinos (NOAA, 1996; Merrit & Amirbahman, 2009), sendo o processo geral o seguinte:
A disponibilidade de nutrientes, abundância de aceitadores de eletrões, atividade bacteriana, distribuição das populações sulfaturedutoras (sendo que nem todas as bactérias sulfato-redutoras são responsáveis pela metilação do mercúrio), são condições que afetam os principais agentes metiladores (Nagase, et al., 1982; Choi & Bartha, 1994; King, et al., 2000; Guimarães, et al., 2006).
O enxofre é um elemento extremamente importante no controlo da metilação. Como anteriormente referido, as bactérias sulfato-redutoras são os principais agentes metiladores (Miranda, et al., 2007). Em condições redutoras e elevadas concentrações de sulfuretos, a metilação é inibida devido à formação de sulfuretos de mercúrio e a sua consequente precipitação, que levam a uma diminuição do mercúrio disponível para ser metilado. (Morel, et al., 1998), Ks (HgS) = 10-58
Hg2+ + S2- HgS
A metilação abiótica pode ocorrer na doação de grupos metil, provenientes de materiais húmicos, ao Hg2+ (Nagase, et al., 1982), ou ocorrer fotoquimicamente, quando há transferência de grupos metil na presença de radiação ultravioleta (Siciliano, et al., 2005). A seguinte reação é um exemplo de transmutação abiótica do
10 Ricardo M.P.Mendes CH3Hg(II) em (CH3)2Hg é que pode assumir um papel importante na redução de metilmercúrio dos sedimentos (Gagnon, et al., 1997):
2CH3Hg+ + H2S (CH3Hg)2S + 2H+ (CH3)2Hg (volátil) + HgS + 2H+
2.5. Mercúrio em águas naturais
O mercúrio é introduzido nos sistemas aquáticos por processos naturais, como a deposição atmosférica ou por fontes antropogénicas, sendo adsorvido por partículas finas existentes em suspensão, ficando uma pequena porção na forma solubilizada (Jackson, 1998).
Nas águas naturais, o mercúrio dissolvido varia ao longo da coluna de água, existindo gradientes geoquímicos horizontais e verticais que fazem variar a especiação e distribuição do mercúrio (Morel, et al., 1998). A sua distribuição entre fração dissolvida ou particulada, depende da salinidade, concentração e natureza da matéria orgânica (Canário, et al., 2008b).
A fração particulada é definida, operacionalmente, como sendo constituída por todas as partículas que ficam retidas num filtro de 0,45 μm de porosidade, e incluem partículas inorgânicas e biológicas.
A fração dissolvida, está distribuída pelas seguintes espécies químicas: Hg0 (volátil e não reativo) com concentrações mais elevadas na interface água/atmosfera; espécies inorgânicas de Hg2+ e mercúrio orgânico (principalmente MeHg+, Me2Hg e EtHg), com concentrações mais elevadas na interface água-sedimento (Morel, et al., 1998).
Em águas naturais, o Hg2+ não se encontra como ião livre, mas sim complexado com outras espécies como hidróxidos (Hg(OH)+, Hg(OH)2, Hg(OH)3-, cloretos (HgCl-, HgCl2, HgCl3, HgCl42-) ou ambos (HgClOH), dependendo, a sua especiação, do pH e da salinidade (Morel, et al., 1998). Na água do mar, predominam as espécies de mercúrio complexadas com cloretos, principalmente, HgCl3- e HgCl42-, enquanto que em ambientes estuarinos, predominam as formas Hg(OH)+, HgCl-, HgClOH. Nos rios, contrariamente, predominam complexos formados com hidróxidos.
Ricardo.M.P.Mendes 11 O diagrama de fases (Figura 2), ilustra a variação das espécies de Hg, em função do pCl (-log[Cl-])e do pH (Morel, et al., 1998).
Cerca de 95% de Hg2+ nas águas encontra-se ligado a matéria orgânica dissolvida, podendo ser de espécies organometálicas de mercúrio (como o MeHg), que se encontra na forma de cloro- ou hidroxo-complexos (CH3HgCl ou CH3HgOH) (Meili, 1997; Morel, et al., 1998). A proporção de metilmercúrio face ao mercúrio dissolvido é usualmente mais elevada na coluna de água do que nos sedimentos, e é mais alta em águas fluviais, do que em águas estuarinas. Em águas estuarinas e marinhas o metilmercúrio pode ser inferior a 5% do
mercúrio total, mas a proporção sobe para cerca de 30% do total em colunas de água de rios e lagos (Ullrich, et al., 2001), podendo haver casos em que a proporção é maior, especialmente em águas anóxicas e ricas em sulfuretos (Canário, 2004a).
O Hg apresenta elevada afinidade com sulfuretos, sendo a espécie mais importante o cinábrio (HgS). Os sulfuretos controlam a solubilidade do Hg nas águas, devido à baixa solubilidade dos sulfuretos de mercúrio (Morel, 1998). Os oxi-hidróxidos de ferro e de manganês, também são importantes na mobilidade do mercúrio pelas águas, devido à sua elevada capacidade de adsorver e coprecipitar Hg2+, e de o libertar após a sua dissolução. A formação e dissolução dos oxi-hidróxidos de ferro e manganês são controlados pelas propriedades redox e quantidade de oxigénio, podendo assim influenciar a metilação (Gagnon, et al., 1997; Meili, 1997; Ullrich, et al., 2001).
Os compostos resultantes da especiação de mercúrio podem ser classificados em águas naturais de duas categorias (Cossa & Couran, 1988; IUPAC, 1998):
Espécies reativas: (Hg2+, Hg2+ formando complexos inorgânicos, e complexos lábeis de Hg com a matéria orgânica);
Figura 2 - Variação de cloro- e
hidroxi-complexos de Hg2+ em
solução aquosa, consoante a concentração de Cloro e o pH.
12 Ricardo M.P.Mendes Espécies não reativas: como compostos que mantêm ligações covalentes, tipo C-Hg, tais como: (CH3Hg+) Hg(CN)2: espécies ligadas ao enxofre, tais como: HgS.
2.6. Mercúrio em sedimentos
Os sedimentos são considerados como sendo constituídos pela fração sólida, águas intersticiais e por gases gerados em reações no seu interior, interatuando com a coluna de água e servindo de substrato à fauna e flora (Berner, 1980; Stumm & Morgan, 1996).
Existem vários tipos de interações entre os metais, os constituintes dos sedimentos e a coluna de água sobrenadante, que podem ser responsáveis pelas diferenças entre as espécies químicas nos sedimentos (Schulz, 2000; Ramalhosa, 2002; Canário, 2004a), sendo estas:
Precipitação/solubilização dos carbonatos, sulfuretos e hidróxidos dos metais. Adsorção/desadsorção física e química dos metais nos materiais argilosos, nas
substâncias húmicas e resíduos orgânicos.
Adsorção física, química e coprecipitação dos metais com oxi-hidróxidos de ferro e manganês.
Ao conjunto de reações que envolvem todos os parâmetros e processos físico-químicos atrás referidos, designam-se por reações diagenéticas.
Os oxi-hidróxidos de ferro e manganês são elementos presentes nos sedimentos e permitem a adsorção de elementos vestigiários na sua estrutura, influenciando de forma relevante a distribuição dos metais nos sistemas aquáticos (Förstner & Wittmann, 1981). A adsorção dos iões metálicos por estes óxidos pode ser interpretada como sendo devido à formação de complexos, ou à troca iónica em H+ ou com outros catiões, à medida que os iões metálicos são adsorvidos nos óxidos. Verificou-se que sedimentos em meios óxicos têm uma capacidade de adsorção de metais, superior à de sedimentos em meios anóxicos, pois a redução do ferro e manganês presentes nos óxidos hidratados provoca uma libertação instantânea dos metais adsorvidos (Förstner & Wittmann, 1981). Estes factos contribuem para apoiar a
Ricardo.M.P.Mendes 13
hipótese de que o ferro e o manganês podem influenciar a distribuição e transporte de contaminantes em sistemas aquáticos (Förstner & Wittmann, 1981).
O mercúrio em sedimentos resulta da deposição da matéria particulada em suspensão da coluna de água, sendo a sua adsorção e retenção controladas por parâmetros físico-químicos, tais como o pH, a força iónica, o potencial redox, a área superficial dos constituintes do sedimento, os teor em matéria orgânica (Schuster, 1991), sulfuretos, ferro, manganês, alumínio, silício e ação de organismos (Schulz, 2000). Os sedimentos constituem a maior reserva de Hg em ambientes aquáticos (NOAA, 1996; Ullrich, et al., 2001) e se contaminados, podem contribuir como fonte de mercúrio para o sistema aquático, mesmo após as descargas de efluentes terem cessado (Covelli, et al., 1999).
Como referido anteriormente, em sedimentos óxicos e subóxicos, o Hg encontra-se associado a oxi-hidróxidos de ferro e manganês e a matéria orgânica (ácidos húmicos e compostos orgânicos contendo enxofre), que de uma forma geral constituem uma percentagem elevada do sedimento (NOAA, 1996; Jackson, 1998; Canário, et al., 2003a; Canário, et al., 2003b). Se esses sedimentos se tornarem anóxicos, ocorre a redução do sulfato a sulfureto e o Hg coprecipita com sulfureto de ferro e/ou reage com o ião sulfureto, formando HgS que precipita (Jackson, 1998).
São exemplos de processos físico-químicos a erosão, a dragagem, a diagénese e a bioturbação nos sedimentos, os quais podem aumentar a presença de compostos de mercúrio orgânico na coluna de água afetando o ambiente à escala local (Válega, et al., 2008a). No entanto, a desadsorção do mercúrio existente no sedimento para as águas intersticiais e consequentemente para a coluna de água, é um processo lento, ocorrendo maioritariamente sob a forma de HgCl2 e Hg(OH)2, sendo essa desadsorção dependente do pH, força iónica e teor em cloretos do meio (Jackson, 1998).
14 Ricardo M.P.Mendes A variação das espécies químicas de Hg consoante a capacidade oxidante e redutora dos sedimentos (na fração sólida e nas águas intersticiais), está presente na Tabela 2,
Tabela 2 – Espécies principais de mercúrio presentes na fração sólida e nas águas
intersticiais dos sedimentos (Canário, 2004a).
Fração Sólida Água intersticial
Condições óxicas Hg-óxidos de ferro Hg-óxidos de manganês Hg-matéria orgânica Hg0, HgCl2, Hg(OH)2, HgCl4 2-, HgCl3 -HgHS2-, HgS2 2-Condições anóxicas HgS ou adsorvido à superfície de
sulfuretos minerais Complexos com diversos ligandos
Ricardo.M.P.Mendes 15
3. Reações de diagénese nos sapais
3.1. Comportamento geral
A vegetação dos sapais influência a dinâmica dos ecossistemas estuarinos e retém eficientemente metais resultantes de descargas para o sistema (Caçador & Vale, 2001). Estas retenções ou libertação de metais ocorrem através das reações diagenéticas.
Os parâmetros como potencial redox (EH), pH e oxigénio dissolvido, são importantes na disponibilidade de metais vestigiais (como o Hg, Pb, Cd), e na sua partição entre as frações sólida e dissolvida. A variação das condições de Eh e pH, induz variações na especiação e solubilidade do metal, podendo resultar na alteração da difusão das espécies nas águas intersticiais e a sua incorporação nas plantas. Estes parâmetros dependem do oxigénio que o sistema de raízes bombeia para a rizosfera, o que pode indicar se a planta está ativa ou não (Otte & Jacob, 2003; Weis & Weis, 2004; O’Driscoll, et al., 2011).
No esquema A da Figura 3, estão representadas três camadas (I, II e III) com propriedades redox distintas. A camada I é a mais superficial e a mais oxidada, sendo designada por óxica. A camada II é uma camada intermédia, sendo moderadamente reduzida e designada por camada subóxica. A camada III é a camada reduzida, sendo por isso considerada como a camada anóxica. Acima da camada I encontram-se as águas sobrenadantes.
16 Ricardo M.P.Mendes
Figura 3- Esquema explicativo da diagenética em sedimentos não colonizados por plantas e em sedimentos colonizados por plantas (adaptado de Otte & Jacob, 2003).
Num sedimento sem vegetação ou com outras perturbações (esquema A e B), as camadas sedimentares estão químicamente bem definidas.
Na camada óxica (camada I) o ferro existe predominantemente na forma de ião férrico (Fe(III)), enquanto o enxofre está presente como ião sulfato (SO42-). Na camada anóxica (camada III), predominam as espécies mais reduzidas como o ferro na forma de ião ferroso (Fe(II)) e sulfuretos (S2-). Na camada subóxica (camada II), as espécies variam conforme a sua proximidade à camada óxica ou anóxica.
Nas camadas I e III, devido à remobilização dos metais, o ferro e outros metais podem ser relativamente imobilizados. O ferro precipita como óxidos, e os metais têm afinidade de adsorção elevada ou estão altamente imobilizados, devido à ligação com sulfuretos. Na camada II, o ferro na forma Fe(II) e outros metais ganham relativa mobilidade. É esperado que a concentração de metais aumente na direção da camada I, devido ao gradiente de difusão causado pela libertação de ferro e outros metais dos
Mobilidade dos metais ( Fe, Me) Espécies
dominantes
Concentrações totais de metais no sedimento
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sulfuretos na camada anóxica, e subsequente coprecipitação na camada oxidada (Otte & Jacob, 2003).
No esquema C, coloca-se a hipótese de o sedimento estar colonizado por plantas. Ora, neste caso, as plantas halófitas de sapal libertam oxigénio na zona da rizosfera ocorrendo que a camada óxica pode aumentar e alargar as suas propriedades com a oxidação de metais de sulfuretos noutras camadas com diferentes estados de oxidação na rizosfera (Caçador & Vale, 2001; Otte & Jacob, 2003). Nesta camada, o oxigénio bombeado pelas plantas oxida os sulfuretos presentes nos sedimentos. O ferro, o manganês e o enxofre interagem repetidamente em reações redox, alterando a mobilidade e disponibilidade dos metais, tornando-os mais disponíveis, e permitindo a sua captura pelas raízes das plantas, que são transportados para os tecidos superiores destas (Marins, et al., 1997; Weis & Weis, 2004; Canário, et al., 2007a; Válega, et al., 2008a; O’Driscoll, et al., 2011)
No esquema D, após o desenvolvimento das raízes, há um acumular de matéria orgânica retida pela rede de raízes no seu máximo desenvolvimento. Como efeito, a matéria orgânica vai reagir com o oxigénio, sendo oxidada, e consequentemente há uma diminuição das espécies oxidadas diminuindo assim a camada óxica, levando a um aumento da camada subóxica com propriedades redox intermédias (Caçador & Vale, 2001; Otte & Jacob, 2003).
No esquema E, com a mudança sazonal de estação do ano, a atividade das raízes declina. As raízes ao degradarem-se fazem aumentar a matéria orgânica nas camadas sedimentares, levando a um maior consumo de oxigénio e consequentemente a uma diminuição da camada óxica, aumentando a camada anóxica (Caçador & Vale, 2001; Otte & Jacob, 2003).
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3.2. Mercúrio em sapais
As concentrações de mercúrio e a proporção de MeHg face à percentagem de Hg total em sapais, pode variar com a sua localização e com a espécie ou planta que o coloniza o tipo de planta que o coloniza (Canário, et al., 2007a). Vários estudos demonstraram que as concentrações de Hg e MeHg são mais elevadas nos sedimentos colonizados por plantas do que nos sedimentos não colonizados.
No caso dos sedimentos colonizados por plantas foram observados maiores concentrações de Hg e MeHg nas camadas sedimentares da rizosfera (zona de sedimtos sob influencia da raíz), uma fraca mobilidade do Hg das partes inferiores das plantas para as partes superiores, baixa acumulação nas partes superiores das plantas, e fraca incorporação de Hg nas folhas via atmosfera (Weis & Weis, 2004; Canário, et al., 2007a; Válega, et al., 2008a; Canário, et al., 2010).
São vários os estudos que indicam a existência e influência de bactérias na rizosfera como agentes metiladores. Em Canário, et al., (2010), foi observada uma ausência de correlação entre a concentração de Hg total e os correspondentes níveis de MeHg e sugerindo que a metilação depende unicamente de fatores ambientais e microbiológicos, podendo a transformação biológica de Hg para MeHg aumentar a toxicidade dos sedimentos colonizados por plantas.
Guimarães, et al., (2000), verificaram que nas raízes de várias macrófitas tinham uma ordem de grandeza mais elevada de metilação nas suas raízes do que nos restantes sedimentos não colonizados.
Sendo a metilação atribuída a micro-organismos junto às raízes das plantas e associados a sólidos. Como explicação desta observação, foi proposto que as raízes expelem o que é considerado uma fonte de carbono que aumenta o carbono dissolvido e estimula a atividade microbiana. Souza, et al., (1999), observaram que aplicando antibióticos junto de plantas de sapais, as concentrações de Hg acumuladas na rizosfera diminuíram significativamente pois o antibiótico inibia as bactérias existentes nessa camada.
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4. Objetivos deste trabalho
O principal objetivo deste trabalho foi identificar a influência das plantas de sapal e da variação sazonal nos processos biogeoquímicos responsáveis pela partição e transporte do mercúrio e metilmercúrio em sapais utilizando-se os sapais do Rosário e se Castro Marim como modelos.
Os objectivos específicos são os seguintes:
1. Estudar a variação das concentrações de mercúrio e metilmercúrio em sedimentos, águas intersticiais e plantas (partes aéreas e raízes) de duas espécies de halófitas em dois sistemas com mercúrio de diferentes origens. 2. Identificar os principais processos biogeoquimicos responsáveis pela partição e
transporte do mercúrio e metilmercúrio nos sapais estudados
3. Estudar a variação sazonal das concentrações de mercúrio e metilmercúrio nos diversos compartimentos ambientais analisados
4. Estimar os stocks e fluxos difusivos de mercúrio e metilmercúrio nos dois sistemas e para cada espécie de halófita.
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II. Caracterização da área de estudo
O critério para a escolha das áreas de estudo foi a origem da fonte de mercúrio: origem natural ou antropogénica. Com uma fonte de Hg de origem natural, foi escolhido o estuário do Guadiana (sapal de Castro Marim), por ser pouco estudado, pouco poluído e por atravessar a faixa pírítica ibérica (considerada fonte natural de Hg) (Caetano, et al., 2008). O sapal do Rosário, no estuário do Tejo, foi escolhido por estar nas proximidades de uma zona considerada fonte antropogénica de Hg, devido à zona industrial e urbana aí existente (Caçador & Vale, 2001; Duarte, et al., 2010). A vegetação nos sapais é constituída por espécies de plantas, sujeitas a inundações periódicas, que se desenvolvem nas margens dos estuários em condições de baixo hidrodinamismo (Antunes Dias & Marques, 1999).
Segundo Catarino e Caçador (1981), os sapais do Estuário do Tejo e Guadiana têm, de modo geral, vegetação em comum, sendo os géneros Halimione, Sarcocornia e Spartina os mais importantes na composição, estrutura e dinâmica das formações vegetais superiores (Antunes Dias & Marques, 1999).
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1. Estuário do Tejo
O estuário do rio Tejo tem uma extensão longitudinal de 80 Km, (desde S. Julião da Barra até à secção de Muge no Ribatejo) correspondendo esta última ao limite da maré dinâmica. A largura do estuário é variável, 0,7 Km no extremo montante, 15 Km na parte central e 2 Km no canal de saída.
O estuário ocupa uma área total de 320 Km2 e em condições de baixa-mar e marés vivas 40% fica emersa, apresentando uma importante zona entre marés (Ferreira, 1988; Antunes Dias & Marques, 1999). Esta zona encontra-se periodicamente em contacto com o ar atmosférico e sujeita por isso as transformações fisico-químicas daí resultantes (Canário & Vale, 2004b).
No estuário, a principal fonte de água doce é o rio Tejo. O caudal médio anual do rio é de 400 m3.s-1, mas as variações anuais podem ir desde 60 m3s-1 a 2200 m3.s-1. O tempo de residência da água doce no estuário oscila entre 65 dias para caudais na ordem dos 100 m3 s-1 e 6 dias para caudais de cheia da ordem dos 2211 m3.s-1 (Sirgado, 1995). Em termos de circulação da água no estuário, verifica-se que esta é essencialmente influenciada pela ação das marés, às quais se adiciona, sobretudo nas zonas de montante do estuário, o efeito de correntes induzidas pelos caudais fluviais do rio Tejo.
O estuário do Tejo é um estuário poluído por descargas diretas provenientes de indústrias e efluentes, estando a contaminação por metais distribuida ao longo de duas zonas: a Cala do Norte e o Barreiro, consideradas como fontes antropogénicas de metais (Antunes Dias & Marques, 1999; Caçador & Vale, 2001; Canário, 2004a; Canário, et al., 2005).
No estuário existem sapais de proporções consideráveis na margem sul do Tejo: os sapais de Corroios, Talaminho, Sarilhos Pequenos, Paio Pires, Rosário, Alcochete, Barco e Pancas (Caçador & Vale, 2001). Existem ainda pequenos sapais mais a montante do estuário (Cala do Norte, Alverca, Vila Franca de Xira), mas de dimensões muito reduzidas. Os sapais de Alcochete e Pancas são sapais contidos na Reserva Natural do Estuário do Tejo.
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Figura 4 – Estuário do Tejo, com destaque para a zona do sapal do Rosário, onde se
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2. Estuário do Guadiana
O estuário do Guadiana é um estuário longo e estreito, do tipo de um rio em vale encaixado. A largura média do estuário na zona da embocadura é cerca de 2 km, diminuindo progressivamente para montante, sendo a largura média da ordem de 1 km e a profundidade média da ordem dos 3 metros.
Possui regiões de sapal tanto na margem Portuguesa (sapal de Castro Marim, na Figura 5) como na margem espanhola (sapal de Ayamonte). O limite de penetração da água salgada no interior do estuário depende do caudal do rio, sendo que, no verão o limite de propagação situa-se na região de Alcoutim (a 40 km da foz) podendo os efeitos das marés serem sentidos em Mértola (a 65 km da foz). As estruturas reguladoras do rio aí existentes impedem a sua propagação mais para montante.
Figura 5 - Estuário do Guadiana. Destaque para a zona do sapal de Castro Marim, onde se realizou a amostragem.
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O rio Guadiana possui um caudal muito variável tanto na escala sazonal como interanual, como consequência do clima e da natureza do solo, muito impermeável e da sua bacia hidrográfica. Em situações de cheia o caudal pode exceder os 10000 m3 s-1, mas de verão são frequentes situações de caudal praticamente nulo. O caudal médio é da ordem dos 80 m3 s-1 (INAG, 2012).
A maioria da região do sapal de Castro Marim na costa da margem Portuguesa e o de Ayamonte na margem Espanhola são zonas protegidas com estatutos de reservas naturais. O sapal de Castro Marim compreende uma área formada por sapais, salinas e esteiros, com zonas secas de xistos, grés vermelho, areias e arenitos. O sapal foi sendo destruído para terrenos agrícolas, ou salinas. Contudo, a passagem a Reserva Natural da maioria da área de sapal, permitiu que se tenham desenvolvido programas de recuperação dos sapais.
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III. Materiais e Métodos
1. Descontaminação do material
O material utilizado, para recolha e pré-tratamento das amostras, foi previamente descontaminado. O processo de descontaminação envolveu as seguintes etapas: i) Lavagem com água destilada (Elix, Millipore)
ii) Imersão em ácido nítrico (HNO3 65%, Panreac) a 20% (v/v) durante 2 iii) Lavagens repetidas com água ultrapura (Milli-Q, Millipore)
iv) Imersão em ácido clorídrico (HCl 37%, Panreac) a 20% (v/v) durante 2 dias v) Lavagem (3 vezes) com água ultrapura (Milli-Q, Millipore)
vi) Secagem do material numa câmara de fluxo laminar (Microflow Laminar Flow Workstation) no interior de uma sala limpa, de modo a evitar contaminações por deposição de poeiras (Caetano, 1998)
vii) Colocação do material descontaminado em sacos de plástico selados até utilização.
O processo de descontaminação das bombas de teflon para digestão de sedimentos, envolveu as seguintes etapas:
i) Lavagem com água destilada (Elix, Millipore) ii) Imersão do material 24h em detergente Extran
iii) Lavagem (3 vezes) com água ultrapura (Milli-Q, Millipore)
iv) Imersão em ácido nítrico (HNO3 65%, Panreac) a 30% (v/v) durante dois dias. v) Lavagem repetidas vezes com água ultrapura (Milli-Q, Millipore).
Seguidamente todo o material foi seco em câmara de fluxo laminar (Microflow Laminar Flow Workstation) no interior de uma sala limpa.
