parecer análise do eia-rima sobre os aproveitamentos hidrelétricos

Transcrição

LABORATÓRIO DE ECOSSISTEMAS AQUÁTICOS
Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia
PARECER
ANÁLISE DO EIA-RIMA SOBRE OS APROVEITAMENTOS
HIDRELÉTRICOS DE SANTO ANTÔNIO E JIRAU, RIO
MADEIRA-RO: AVALIAÇÃO DOS ESTUDOS
HIDROBIOGEOQUÍMICOS COM ATENÇÃO ESPECÍFICA À
DINÂMICA DO MERCÚRIO
Bruce R. Forsberg, Ph.D., Responsável
Alexandre Kemenes, M.S., colaborador
Coordenação de Pesquisas em Ecologia
Instituto Nacional de Pesquisa da Amazônia
Manaus, 25 de agosto de 2006.
1
INPA-CPEC, Caixa Posta 478, Manaus, AM, Brasil 69011-970, Fones: 55-92-3643-1904\3248-9477, Fax:3248-9477
Emails : [email protected]; [email protected]; [email protected]
SUMÁRIO
1. COMENTÁRIOS GERAIS SOBRE OS ESTUDOS HIDROGEOQUIMICOS E OS
DEMAIS ESTUDOS DO EIA/RIMA
1.1.
Problemas metodológicos
1.1.1. Erros potenciais do modelo digital de elevação e suas possíveis
implicações
1.1.2. O uso de modelos unidimensionais na simulação de processos
ambientais tridimensionais
1.1.3. A falta de integração ecossistêmica
1.1.4. A faltou uma análise de potenciais emissões de metano
2. COMENTÁRIOS SOBRE OS ESTUDOS DA DINÂMICA DO MERCÚRIO
2.1.
Contextualização
2.1.1. Ciclo global do Mercúrio
2.1.2. Ciclo regional do Mercúrio
2.1.2.1.
Processos chaves na mobilização do mercúrio no
ecossistema Amazônico
2.1.2.2.
Processos e fatores chaves na bio-acumulação do mercúrio
na cadeia alimentar aquática
2.1.2.3.
O papel do garimpo de ouro
2.1.3. Mercúrio em reservatórios
2.1.3.1.
No mundo
2.1.3.2.
No Brasil
2.1.4. A importância de uma abordagem ecossistêmica
2.2.
Comentários específicos sobre os estudos do mercúrio no rio Madeira
2.2.1. Histórico do mercúrio no rio Madeira
2.2.2. Distribuição e disponibilidade atual de mercúrio no ecossistema
2.2.2.1.
Matrizes físicas (a falta de medidas de MeHg e MeHg/Hg-tot)
2.2.2.2.
Matrizes biológicas
2
2.2.2.3.
Populações humanas (a falta de avaliação de carga e
epidemiologia)
2.2.3. O potencial atual para a metilação, bioacumulação e biomagnificação de mercúrio nas cadeias tróficas
2.2.4. Monitoramento e intervenções propostos
2.2.4.1.
Matizes físicos e biológicos
2.2.4.2.
Populações ribeirinhas
2.2.4.3.
Atividades antrópicas
3. REFERÊNCIAS
3
1. COMENTÁRIOS GERAIS SOBRE OS ESTUDOS HIDROBIOGEOQUÍMICOS E OS
DEMAIS ESTUDOS DO EIA/RIMA
1.1.
Problemas metodológicos
Alguns problemas metodológicos foram encontrados durante a analise dos estudos
hidrobiogeoquímicos que poderiam comprometer profundamente as conclusões
alcançadas e a viabilidade técnico-ambiental do projeto em geral. Os problemas maiores
incluem: 1) potenciais erros no modelo digital de elevação (MDE) utilizado em quase
todas as simulações do estudo, 2) o uso de modelos estruturalmente simples para
modelar processos complexos, e 3) a falta de integração de informações entre os grupos
de trabalho dentro de um contexto ecossistêmico.
1.1.1.
Erros potenciais no modelo digital de elevação (MDE) e suas implicações
O modelo digital de elevação (MDE) usado no projeto foi de fundamental
importância para o desenvolvimento de vários aspectos dos estudos do EIA/RIMA. Esse
modelo foi utilizado para definir os limites geográficos da área que seria inundada pelos
dois reservatórios, os limites da área de influência direta da obra, e os limites geográficos
dos diversos estudos realizados no EIA/RIMA. O MDE também foi usado para prever a
variação da área e o volume dos reservatórios durante o seu preenchimento e foi um
dado primário para os modelos utilizados para simular a dinâmica hidrológica,
sedimentológica e biogeoquímica dos sistemas durante e após o enchimento dos lagos.
Portanto, qualquer erro no MDE poderia comprometer quase todos os componentes do
EIA/RIMA. A parte terrestre do MDE aparentemente foi desenvolvida a partir de uma
restituição digital baseada numa análise de fotos aéreas estéreas e orto-retificadas. A
metodologia usada nessa restituição não é bem detalhada no EIA/RIMA. Porém, se
utilizaram a metodologia mais comum, o MDE resultante representava a topografia das
superfícies evidentes nas fotos aéreas. No caso das áreas vegetadas, isto corresponderia
à superfície da vegetação. A distorção da superfície do solo produzida pela presença de
vegetação, ou por outras estruturas, é considerada como um dos principais erros nos
MDEs derivados por aerofotogrametria (Zukowskyj 2000). Para obter uma
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estimativa precisa da área máxima inundada durante o preenchimento dos reservatórios
era essencial utilizar um modelo exato da elevação do solo nas áreas terrestres
potencialmente atingidas. O erro introduzido no modelo pela cobertura vegetal, se não for
corrigido, poderá resultar numa sub-estimativa significativa da área máxima alagada. A
maioria da área terrestre na região de influência dos aproveitamentos é coberta por
floresta primária, floresta secundária e pasto. Estimativas preliminares da altura da
vegetação, feitas por nos, a partir da análise das interfaces de cortes recentes no MDE do
SRTM (Shuttle Radar Topographic Mission, NASA), indicaram uma altura média de
aproximadamente 20 metros. Para um relevo relativamente plano, como aquele existente
na área de influência dos futuros empreendimentos, um erro de 20 m poderia resultar
numa grande subestimação da área potencialmente alagável. Sem uma copia do MDE
utilizado no trabalho, fica difícil quantificar esse erro com precisão. Porem, tomando como
exemplo a área de entorno da usina do Jirau, mostrada pela Figura 8 do RIMA, uma
redução em 20 m no nível base do MDE resultaria num aumento dos limites da área
alagada até a curva de nível de 95 m, o que representaria um aumento de mais que 100%
na área alagada mostrada na figura.
Se esse erro realmente ocorreu, todos os estudos de impacto realizados até o
presente momento seriam comprometidos. As áreas de influência direta e indireta teriam
que ser redefinidas e todos os estudos e simulações refeitas. A única maneira de evitar
esse erro seria de corrigir o MDE terrestre, subtraindo a altura da vegetação presente na
hora da aquisição das fotos-aéreas. Esta correção iria requerer um modelo espacial
detalhada de altura da vegetação ou levantamentos topográficos extensos no chão.
Cumpre ao Setor de Engenharia de Furnas detalhar a metodologia utilizada para
desenvolver o MDE terrestre, especialmente com relação à correção usada para eliminar
o efeito da altura da vegetação.
1.1.2. O uso de modelos unidimensionais na simulação de processos ambientais
tridimensionais
Modelos unidimensionais foram utilizados para simular os processos
sedimentológicos e biogeoquímicos no reservatório após o seu fechamento. Porém esses
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processos são, por natureza, tridimensionais e complexos e o uso de modelos simples
demais para representá-los tende a produzir resultados inadequados para a avaliação dos
impactos esperados. A simulação sedimentológica, por exemplo, previu que sedimentos
novos ocupariam mais de 50% do volume nos dois reservatórios 22 anos após o
barramento do rio. Porém não ficou claro exatamente onde esses sedimentos se
acumulariam, especialmente no sentido marginal. Os sedimentos suspensos ou
depositados no fundo de um rio tendem a se acumular em regiões de menor correnteza, o
que tipicamente ocorrem nas margens interiores de meandros e nas margens a jusantes
de ilhas. Já, no meio dos canais, nas margens externas dos meandros e a montante das
ilhas, predominam os processos erosionais. Juntos, esses processos produzem o
complexo mosaico de ilhas, canais, lagos e outros corpos de água que caracteriza os
sistemas fluviais. Como as dimensões lateral e vertical não foram consideradas no
modelo, não for possível prever a real distribuição dos sedimentos, de habitats e da biota
esperada após o fechamento das barragens.
Os modelos hidrológicos e biogeoquímicos utilizados para prever o padrão de
estratificação termal e a dinâmica do oxigênio dissolvido nos bolsões e remansos ao
longo dos reservatórios também foram unidimensionais e, portanto, simplificaram demais
as variações laterais dos processos envolvidos. Uma menor correnteza, uma maior
densidade da vegetação alagada e uma maior tendência à anóxia são esperadas nas
margens laterais dos bolsões. A falta do oxigênio pode restringir o desenvolvimento de
diversos grupos faunísticos e também promover a metilação e biomagnificação do
mercúrio nestas regiões (veja a discussão mais abaixo). O modelo unidimensional usado
homogeneizou essa variação lateral e conseqüentemente subestimou a prevalência e
importância da anóxia no sistema.
A estratificação vertical de temperatura também tem uma influência importante
sobre a distribuição do oxigênio e de outros parâmetros físico-químicos no sistema. A
estratificação termal e a sua influência sobre esse e outros parâmetros não foram
consideradas explicitamente nos modelos utilizados. A tendência para a estratificação
somente foi avaliada qualitativamente a partir de dois índices morfo-hidraulicos. O uso de
modelos mais sofisticados (bi ou tridimensionais) permitiria simulações mais precisas da
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dinâmica sedimentológica e biogeoquímica, produzindo representações espaçostemporais mais complexas e confiáveis dos impactos esperados
1.1.3. A falta de integração ecossistêmica
Faltou no EIA uma maior integração das informações geradas pelos diversos
estudos. Essa falta de integração se devia, em parte, à diversidade de escalas, formatos e
distribuições geográficos dos dados usados ou produzidos pelos diferentes estudos o que
dificultou interação e comparação de resultados. Esta falha reflete a falta de coordenação
de metodologias, atividades e objetivos entre os diversos grupos de pesquisadores.
Também faltou uma maior consideração dos dados dos outros grupos na hora de
escrever o relatório para cada área. Por exemplo, o grupo de hidrologia analisou
exaustivamente as tendências de estratificação e de anóxia esperadas nos diferentes
bolsões e remansos, porém estas informações não foram aproveitadas pelo grupo
hidrobiogeoquímica na hora de discutir os locais propícios para a metilação e
biomagnificação do mercúrio. Para ser coerente, um único modelo incluindo todos os
parâmetros hidrológicos, sedimentológicas e biogeoquímicas devia ser usados para
modelar a dinâmica do sistema e não modelos separados como foi feito.. A falta de
integração dessas informações, num contexto ecossistêmico, comprometeu os objetivos
fundamentais do EIA/RIMA, e reduziu o seu valor como um instrumento para a avaliação
de impacto ambiental.
1.1.4. Faltou uma análise de potenciais emissões de metano
Um impacto frequentemente associado à construção de hidrelétricas é um aumento
nas emissões atmosféricas de metano, um importante gás de efeito estufa. Este aumento
é geralmente associado às condições anóxicas que desenvolvem nos reservatórios em
conseqüência da decomposição de vegetação alagada e a estratificação termal
(Fearnside 2002; Rosa et al 1996 ; Galy-Laceaux et al. 1999). A alta vazaão de água
esperado nos reservatórios deve minimizar o desenvolvimento de estratificação e anóxia
no canal principal. Porem a modelagem hidrológica e biogeoquímica indicou que
stratificação termal e condições anóxicas podem ocorrer frequentemente em alguns
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bolsões. Estas condições favorecerão a atividade de bactérias metanogênicas o que pode
resultar em emissões atmosféricas significativas nestas regiões. Se a área de vegetação
alagada é maior do que esperada, como sugerido acima, a produção de metano
aumentaria proporcionalmente. Por estas razões e a necessidade de reduzir as emissões
nacionais de gases de efeito estufa associadas a matriz energética, esse componente de
impacto deve ser considerado no EIA/RIMA.
2. COMENTÁRIOS SOBRE OS ESTUDOS DA DINÂMICA DO MERCÚRIO
2.1.
Contextualização
Os estudos de mercúrio apresentados no EIA/RIMA representaram relativamente
bem a história do mercúrio de origem antrópica na bacia do rio Madeira. Porém, o
significado desta história e sua importância para a previsão dos impactos ecotoxicológicos
das obras propostas só podem ser entendidos no contexto dos ciclos globais e regionais
de mercúrio e sob a luz dos diversos estudos já realizados em outros reservatórios. Este
contexto maior, abordado superficialmente nos estudos, é discutido com detalhes a
seguir.
2.1.1. Ciclo global de mercúrio
Durante as décadas de 80 e 90, com o advento de metodologias analíticas capazes
de determinar os níveis de mercúrio nos principais matrizes ambientais, foram realizados
inúmeros estudos do ciclo biogeoquímico de mercúrio. A partir destes estudos surgiu uma
visão integrada do ciclo global de mercúrio, apresentado inicialmente por Mason et al
(1994). Os principais reservatórios de mercúrio no ciclo global são a atmosfera, onde
mercúrio existe predominantemente na forma metálica gasosa, Hg (0), o oceano, onde
predomina as formas ionica Hg(II) e particulada Hg(p), e o solo terrestre onde predomina
a forma particulada (Figs. 1). Existem uma série de processos naturais e antrópicas que
contribuem para os fluxos entre estes reservatórios e influem na transformação de
mercúrio entre as diferentes formas químicas existentes. Antes da revolução industrial,
vulcanismo, intemperismo e emissões oceânicas naturais eram as principais fontes de
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mercúrio para a atmosfera global. Durante o período industrial moderno as emissões
antrópicos de mercúrio aumentaram muito e agora superam as emissões naturais. Em
Figura 1. O ciclo global de mercúrio, modificado do Mason et al (1994)
conseqüência deste aumento, a concentração atmosférica de Hg(O) aumentou
aproximadamente 300% e uma parte significativa e variável de todo mercúrio presente no
meio ambiente hoje é de origem antrópica. Essa mistura variável de mercúrio natural e
antrópico dificulta a avaliação dos impactos históricos e futuros das atividades humanas
sobre os ciclos regionais e globais de mercúrio. No caso da Amazônia, e mais
especificamente da região dos aproveitamentos, a avaliação da dinâmica do mercúrio e
suas potenciais conseqüências ecotoxicológicas requer uma analise do mercúrio natural e
antrópico num contexto local, regional e global.
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2.1.2. Ciclo regional de mercúrio
A dinâmica do mercúrio na bacia Amazônica e suas conseqüências
ecotoxicológicas foram estudadas por diversos pesquisadores desde a década de 80.
Inicialmente, qualquer evidencia de contaminação mercurial no meio ambiente foi
atribuído ao uso indiscriminado de mercúrio metálico em áreas do garimpo (Martinelli et
al. 1988; Pfeiffer e Lacerda 1988; Pfeiffer et al. 1993; Malm et al. 1990; 1995). Porém, no
início da década de 90, altos níveis de contaminação mercurial também foram
encontrados em solos, peixes e populações humanas longes de qualquer atividade
industrial (Forsberg et al. 1994; Silva-Forsberg et al. 1999; Roulet et al. 1998), indicando
que uma parte significativa do mercúrio encontrado no ecossistema também era de
origem natural. A partir daí foi realizada uma série de estudos biogeoquímicos em
diferentes partes da bacia que forneceu uma visão preliminar do ciclo regional de
mercúrio. Os principais elementos deste ciclo são descritos a seguir.
2.1.2.1.
Processos chaves na mobilização de mercúrio no ecossistema Amazônico
Estudos independentes realizados nas bacias dos rios Tapajós (Roulet et al 1998),
Negro (Zeidemann 1999, Fadini e Jardim 2001) e Madeira (Lechler et al. 2000) e no
Estado de Amapá (Fostier1999) demonstraram que os solos na bacia central Amazônica
são excepcionalmente ricos em mercúrio e que este mercúrio e predominantemente de
origem natural (Roulet et al.1998; Zeidemann 1998; Fostier 1999; Fadinini et al 2001;
Lechler et al. 2000). Integrando os níveis de mercúrio encontrados com profundidade e
área, ficou claro que o solo era o principal reservatório de mercúrio na região e o mais
provável fonte de mercúrio para o sistema fluvial. Ficou claro também que a quantidade
de mercúrio naturalmente presente nos solos era muito maior do que aquela introduzida
na região pela atividade do garimpo. Foi estimado que apenas o primeiro metro de solo
na bacia do rio Negro contém 40 vezes mais mercúrio do que foi liberado pelo garimpo
em toda região Amazônica durante os últimos 30 anos e mais que 10 vezes a quantidade
liberado pelos garimpos de ouro e prata em tudo América do sul durante os últimos 500
anos (Nriagu 1994; Fadini e Jardim. 2001). Portanto, enquanto o garimpo pode ser uma
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importante fonte de contaminação próxima às áreas de exploração, a maior parte da
contaminação mercúrial encontrada na região é aparentemente natural.
Como a maior parte do mercúrio no ecossistema é associada aos solos, pesquisas
recentes têm focado nos processes que controlam a liberação de mercúrio desta matriz
para a atmosfera ou para o sistema fluvial onde existem condições favoráveis para sua
metilação e bioacumulação. Os principais processos de liberação identificados nestes
estudos foram 1) a emissão de mercúrio para a atmosfera, na foram de Hg(0) (Fostier et
al 2000; Lacerda et al. 2004) , 2) a liberação do mercúrio para o sistema fluvial na forma
particulado através de erosão (Roulet et al. 1999; 2000), e 3) a liberação de mercúrio
para o sistema fluvial na foram particulado ou dissolvido através de podsolização e outros
processos pedogenéticos naturais (Roulet et al 1995; 1998; Zeidemann 1998; SilvaForsberg et al. 1999; Fadini e Jardim. 2001). A liberação de mercúrio do solo por emissão
gasosa e erosão é promovida pela desmatamento da vegetação nativa (Cordeiro et al.
2002; Lacerda et al. 2004; Roulet et al. 1999,2000) enquanto a liberação por processes
pedogenéticas naturais ocorre em todos os solos, sendo mais acentuado ao longo de
declives (Roulet et al. 1995) e em solos hidromorficos (Forsberg et al. 1994; SilvaForsberg et al. 1999). As elevadas concentrações de mercúrio total encontradas nas
águas do rio Negro refletem, em parte, a alta densidade de podsois hidromorficas
encontrada na sua drenagem (Forsberg et al. 1994; Fadini e Jardim. 2001; Peleja 2002)
O destino do mercúrio gasoso liberado dos solos ainda não esta claro. Como ao
tempo de residência do Hg(0) na atmosfera é relativamente longa (0,8 ano seguindo
Fadini e Jardim 2001), uma boa parte deste mercúrio pode ser transportada fora da bacia
e incorporada no reservatório atmosférico global. Porém, há evidencia que uma fração
significativa é também depositada dentro da bacia, contribuindo para a contaminação de
solos e ecossistemas aquáticos regionais (Cordeiro et al. 2002).
2.1.2.2. Processos e fatores chaves na bioacumulação de mercúrio na cadeia
alimentar aquática
Uma vez que o mercúrio entre no sistema fluvial uma série de fatores e processos
contribuem para sua metilação e bioacumulação na cadeia alimentar. Como indicado na
EIA/RIMA, a metilição do mercúrio é realizada predominantemente por bactérias em
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ambientes aquáticos anóxicos e se conduz preferencialmente em águas ácidas com
elevadas concentrações de carbono orgânico dissolvido (COD). No ecossistema
Amazônica, estas ambientes são encontradas principalmente nas áreas alagadas
associadas às planícies aluviais dos rios, mais também ocorrem em chavascais e solos
hidromorfico localizados em zonas interfluviais. Taxas positivas de metilação e
concentrações significativas de metilmercúrio são encontradas somente nestes ambientes
(Guimerães et al.2000a,b; Roulet et al. 2001; Zeidemann 1998). As maiores taxas de
metilação e concentrações de MeHg são geralmente encontrados próxima à raízes de
macrófitas flutuantes e florestas alagadas e as algas periféricas associadas a esta
vegetação (Guimarães et al2000a,b; Roulet et al. 2000b, 2001).
Análises de mercúrio em bio-indicadores como peixes piscivorous e cabelos de
ribeirinhos têm sido utilizadas para investigar o efeito cumulativa de metilação, bioacumulação e bio-magnificação de mercúrio na cadeia alimentar. Os níveis de Hg em
peixes piscivorous são geralmente maiores do que aqueles em omnivores, detritivores e
herbívoros (Padovani et al. 2006, Bastos et al 2006) indicando uma clara tendência de
bio-magnificação na cadeia alimentar aquática. Porem somente os níveis de Hg em
espécies não-migratórios, como trairá (Hoplais spp.) e tucunaré (Cichla sp.),
normalizados por tamanho, podem ser utilizados para investigar a influência de variações
ambientais sobre a metilação, bio-acumulação e bio-magnificação de mercúrio. Como os
ribeirinhos migram pouco e obtém a maior parte da sua proteína do ambiente local, os
níveis de Hg nos seus cabelos também são excelentes bio-indicadores destes processos.
Belger e Forsberg (2006) utilizarem os níveis de Hg em traíra para investigar os
fatores que controlam a bioacumulação do Hg na bacia do rio Negro. Após normalizar a
concentração de mercúrio pelo tamanho do peixe, eles identificarem três fatores que
explicarem a maior parte da variabilidade residual entre locais: 1) o pH da água, 2) a
concentração de material orgânico dissolvido e 3) a densidade de áreas alagáveis a
montante do ponto de coleta (potenciais sítios de metilização). Como todos estes fatores
também influem fortemente na taxa de metilação de mercúrio, os autores concluírem que
eles são os principais variáveis controlando os níveis de contaminação no ecossistema do
rio Negro.
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Resultados similares foram encontrados por Silva-Forsberg et al. (1999), utilizando
o nível de mercúrio em cabelos de ribeirinhos como um bio-indicador de bioacumulação.
Comparando as concentrações médias de Hg em cabelos humanas coletados em
diferentes tributários da bacia Amazônica, eles também encontrarem fortes correlações
entre o grau de contaminação e os níveis de pH e carbono orgânico dissolvido (Fig 2). Os
autores concluírem que a maioria da variação em contaminação humana na bacia
Amazônica era devida a diferenças na taxa de metilação entre tributários, associadas a
estes fatores. A influência da densidade de áreas alagáveis (potenciais
Figura 2 . Relação entre a concentração média de mercúrio em cabelos humanos e o nível de
A) pH e B) carbono orgânico dissolvido no tributário amostrado. O símbolos representam os
tributários maiores: □ = rio Negro, ◊ = rio Maderia e ○ =rio Tapajos. Redesenhado do SilvaForsberg et al. 1999.
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locais de metilação) não foi investigada diretamente por estes autores, mas pode ser
avaliado a partira da analise de uma imagem de radar banda-L que mostra a distribuição
das áreas alagáveis nos principais tributários estudados durante o período da cheia (Fig.
3). A densidade de áreas alagadas no Negro, o tributário com os maiores níveis de
contaminação mercurial, é significativamente maior do que aquelas noTapajós e Madeiro,
os rios com os menores índices de contaminação. Portanto, como já demonstrado para
Negro
Vegetação
alagada
Vegetação
seca
Água
Aberta
Maderia
Tapajós
Figura 3. A distribuição de áreas alagadas nas bacias dos rio Negro, Tapajós e Madeira. Mosaico de
imagens de radar banda-L do satélite JER-1 adquirido durante o período da cheia de 1996
(Nasda/MITI). Áreas alagadas indicadas na legenda.
peixes predadores não migratórios (Belger e Forsberg 2006), o nível de contaminação
mercurial em ribeirinhos é aparentemente positivamente correlacionado com a densidade
de potenciais sítios de metilação (áreas alagáveis) na bacia de drenagem.
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2.1.2.3. O papel do garimpo de ouro
A emissão atmosférica de mercúrio gasoso (Hg(0)) durante a queima de amalgama
é importante próxima as regiões do garimpo onde sua re-deposição tem contribuída para
a contaminação de solos e ecossistemas aquáticos locais (Cordeiro et al. 2002; Lacerda
et al. 2004). Porém, devido a alta estabilidade de Hg(0) na atmosfera Amazônica (tempo
de residência de 0,8; Fadini e Jardim. 2001), é provável que a maior parte do mercúrio
proveniente destas emissões é exportada da região e incorporada no reservatório
atmosférico global. Há evidência que a concentração de mercúrio na atmosfera local e a
deposição regional têm aumentado nos últimos anos (Lacerda et al. 1999; Fadini e
Jardim. 2001). Porém a atual taxa de deposição (10-16 µg m-2 a-1; Lacerda et al. 1999) e
concentração atmosférica (1,6 µg m-3; Fadini e Jardim. 2001) são similares aos valores
médios globais (Mason et al 1994; Fadini e Jardim 2001), sugerindo que as mudanças
observadas são uma conseqüência da gradual contaminação da atmosfera global durante
o último século (Mason et al. 1994).
A liberação de mercúrio na forma líquida para os solos e rios durante o processo de
garimpagem também pode contaminar os ecossistemas terrestres e aquáticos locais. No
caso de sistemas fluviais, a contaminação também pode atingir os ambientes aquáticos a
jusante do local de exploração. Dependendo das condições ambientais no local de
contaminação o mercúrio pode permanecer na forma metálica líquida (Hg(0)) ou ser
transformado em Hg (0) gás ou Hg(II). O metal também pode entrar em solução ou ser
associado com solos ou sedimentos.. Se for depositado ou transportado para uma área
alagada ou solo hidromorfico com condições anóxicas, esse mercúrio pode ser metilado e
bio-acumulado na cadeia alimentar. Se as águas fossam ácidas e ricas em carbono
orgânico dissolvido, os níveis de metilação e bio-acumulação seriam mais acentuados.
A importância do mercúrio proveniente do garimpo nos processos ecotoxicológicos
depende da sua contribuição relativa para os estoques de mercúrio mais envolvidos nos
processos de metilação e bioacumulação. No sistema fluvial Amazônica, isto corresponde
ao estoque de Hg (II). A maior contribuição do garimpo para este estoque é esperada
próximo aos locais atuais e históricos de exploração de ouro, onde os níveis de poluição
antrópica são mais elevados. Porém, mesmo com um grande estoque de Hg (II), se as
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condições ambientais nestas áreas são desfavoráveis à metilação, a bioacumulação de
mercúrio ainda será pequena. Isto é indicado claramente na figura 2., onde os menores
níveis de contaminação são encontrados nos rios Madeira e Tapajós, historicamente, os
maiores focos de garimpo. Apesar da alta carga de mercúrio antrópico nestes sistemas,
os altos níveis de pH, relativamente baixos níveis de COD e falta de áreas alagáveis
nestes rios aparentemente combinam para minimizar a metilação e bioacumulação do
mercúrio na cadeia alimentar.
2.1.3. Mercúrio em reservatórios
Os níveis de mercúrio em peixes e outra fauna aquática frequentemente
aumentam após o represamento de um rio, mesmo em sistemas sem fontes antrópicas de
contaminação. Estudos realizados em reservatórios de diversas regiões, incluindo Brasil,
durante a década de 90, têm ajudada a esclarecer as causas destes aumentos e hoje
fornecem subsídios confiáveis para a previsão da dinâmica de mercúrio em novas
represas.
2.1.3.1. No mundo
Estudos realizados em reservatórios canadenses têm identificado uma seqüência
de eventos e processes que ocorrem após represamento que promova a bioacumulação
de mercúrio nestes sistemas (Kelly et al. 1997, St. Louis et al. 2004, Hall et al. 2005). No
primeiro ano após represamento, a vegetação terrestre alagada pelo reservatório
geralmente morre e entre em decomposição. A grande demanda biológica de oxigênio
associada a este processo tende a esgotar o oxigênio presente na represa deixando a
coluna de água completamente anóxica. Anóxia em combinação com a alta concentração
de carbono orgânico dissolvido gerado pela decomposição das plantas, fornece condições
ideais para a metilação do mercúrio originalmente existente no sistema. Durante este fase
inicial, a concentração de MeHg e a porcentagem de MeHg com relação ao mercúrio total
(%MeHg) tendem a aumentar expressivamente, com o aumento de ambos parâmetros
sendo proporcional à quantidade de material orgânico presente no sistema antes do
represamento (Hall et al. 2005; Fig. 4). As concentrações de MeHg em zooplâncton e
outros invertebrados aquáticos também começam a aumentar nesta fase inicial, chegando
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num pico aproximadamente 5 anos após represamento (Tremblay et al. 1998a, b;
Paterson and Rudd 1998) (Fig. 5). A contaminação destes invertebrados marca o início da
bioacumulação nos elos inferiores da cadeia alimentar. Os níveis de mercúrio em peixes
predadores também aumentam gradualmente após o represamento, mas leva 10-12 anos
para atingir um pico e 20 ou mais anos para que voltar para valores normais (Bodaly et al.
1997; St. Louis et al 2004)(Fig.6). A queda gradual nos níveis de contaminação em
Fig. 4. Variação nos níveis de: A)MeHg, B)mercúrio total, e C)%MeHg em 4 reservatórios canadenses
com diferentes quantidades originais de material orgânico (MO) após represamento. Quantidade de
MO: circulo aberto = muito alta, circulo cinza = alta, triangulo preto = média, quadrado aberto =
baixo, diamante = rio. (Hall et al. 2004)
17
Figura 5. Variação no nível de MeHg em zooplankton em reservatórios canadenses após
represamento (Trembley et al 1998a).
Figura 6. Variação no nível de mercúrio em peixes predadores (Esox sp.) em reservatórios em
Canadá e Finlandia após represamento.
18
Invertebrados e mais tarde em peixe reflete um diminuição na taxa de metilação e
aumento na taxa demetilação de mercúrio, devido a gradual esgotamento do material
orgânico original e aumento de oxigênio no sistema.
Em represas com hipolímnios anóxicos, há evidencia também de uma exporte de
MeHg para o rio a jusante( Canavan et al. 2000) e elevadas níveis de contaminação nos
peixes predadores nestes ambientes (Schetagne et al. 2000; Fig. 7).
Figura 7. Variação no nível de mercúrio em peixes predadores(Esox sp) a jusante de três
reservatórios canadenses (Schetagne et al 2000)
Alem da quantidade material orgânico original, o tempo de residência de água
também influa fortemente no nível de contaminação mercurial em reservatórios
(Mongomery et al (2000). Em reservatórios com tempo de residência curta (semanas), os
níveis de carbono orgânico dissolvido tendam a permanecer baixos e a anóxia é reduzida.
As taxas de metilação e bioacumulação nestes sistemas são relativamente baixas e
dependem da temperatura.da água (Montgomery et al. 2000). Em sistemas com tempo
de residência maior (meses a anos), a anôxia é mais comum e o nível de contaminação
mercurial e proporcional ao MO original.
2.1.3.2.
No Brasil
Os poucos estudos de reservatórios em Brasil, que acompanharam o processo de
bioacumulação mercurial após o represamento, encontrarem resultados similares àqueles
19
já descritos para outras regiões. Porém, como os peixes nestes reservatórios eram
consumidos e explorados pelas populações locais, as conseqüências foram mais graves.
Pesquisadores do INPA acompanharam a evolução da contaminação mercurial na
reservatório de Balbina entre 1992 e 2003 (Forsberg, não publicado; Weisser 2001). A
concentração de mercúrio em tucunaré (Cichla spp.) aumentou expressivamente depois
da criação do reservatório em 1987, chegando num valor máximo de 6,4 ppm em 1997 e
voltando para um valor um pouco acima do nível normal até 1993 (Fig. 8A). O nível médio
de mercúrio nos cabelos das mulheres de pescadores locais também aumentou
significativamente após o represamento do rio, chegando a um pico de 7,53 ppm em 1999
e depois caindo (Fig. 8B). A dinâmica temporal da contaminação em peixe,
A
Hg -tot, ppm
1 ,0
0 ,8
0 ,6
0 ,4
0 ,2
0 ,0
1992
1997
AN O
2003
B
Figura 8. Variação na concentração de mercúrio em A) tucunaré (Cichla spp.) e B)cabelos humanas
coletadas no reservatório de Balbina após represamento. (dados de Wiesser 2001 e Forsberg, não
publicados).
20
chegando num pico em 10 anos e voltando para níveis normais em ~ 20 anos, era similar
àquela encontrada para peixes predadores em reservatórios canadenses e finlandeses
(fig. 6). A diferencia de 2 anos entre os picos de contaminação para peixes e seres
humanos também era consistente, considerando que o homem é um elo acima dos peixes
na cadeia alimentar e a bioacumulação leva tempo. O nível médio de mercúrio
encontrados em cabelos durante o pico de contaminação era simular ao valor encontrado
num estudo pontual realizado fpor Kehrig et al (1998) na mesma represa. Segundo
estudos epidemiológicos, realizados em outras regiões (OMS; Kehrig et al. 1998), este
grau de contaminação não represente um risco para as mulheres adultas estudadas.
Porém, a exposição pré-natal pode causar seqüelas nas suas crianças.
Num estudo similar, realizado no reservatório de Lago Manso em Mata Grosso,
Hylander et al. (no prelo) encontrarem aumentos significativos nos níveis de mercúrio em
4 espécies de peixes após represamento (Fig. 9). O maior aumento foi encontrado
Figura 9. Níveis de mercúrio encontrados em 4 espécies de peixes do reservatório Lago Manso:
antes (barra), logo depois (diamante), e 3 anos depois do represamento. Os níveis de mercúrio em
peixes a jusante da represa também são indicados por X. Figura de Hylander et al. (no prelo).
21
para dourado, o maior peixe predador no sistema. Os níveis de mercúrio atingido em
dourado em lago manso e tucunaré em Balbina, após represamento, eram ambos acima
do valor máximo de 0, 5 ppm, considerado seguro para consumo humano pela OMS. O
nível de mercúrio encontrados em peixes predadores no reservatório de Tucurui era ainda
maior. (Aula et. al. 1995; Porvari 1995). Os níveis de contaminação em peixes coletados a
jusante da represa do Lago Manso eram significativamente maior do que os valores em
peixe coletados no lago. Isto sugere que, como em outros represas, havia uma exporte de
águas hipolimnéticas, ricas em MeHg para o sistema fluvial a jusante.
2.1.4. A importância de uma abordagem ecossistêmica
A atrapalhada história da investigação de mercúrio na bacia Amazônica mostra
claramente a necessidade de ter uma abordagem ecossistêmica na avaliação dos
impactos ambientais. Se os pesquisadores envolvidos tivessem gastado mais tempo
estudando o ciclo regional de mercúrio e menos tempo correndo atrás de garimpeiros,
teremos muito mais condição hoje de avaliar os impactos dos dois aproveitamentos em
questão. A previsão das mudanças na dinâmica de Hg associadas a estas obras requer
uma abordagem que considere os principais reservatórios e fluxos de mercúrio no sistema
e identifique os processos chaves que intermedeiam estes fluxos. Como se trata de um
ecossistema fluvial, a análise deve abordar toda bacia de drenagem a montante e a
jusante do local das obras. Como mercúrio tem formas sólidas, líquidas e gasosas, a
análise também deve abordar a dinâmica de todas, sejam de origem natural, antrópica,
recentes ou antigos. A analise de impacto não deve considerar somente a situação hoje.
Futuras mudanças no uso da terra a montante e a jusante dos empreendimentos podem
alterar dramaticamente a dinâmica de mercúrio no sistema. A previsão destas mudanças
e suas conseqüências devem fazer parte do EIA/RIMA. O acompanhamento e
gerenciamento destas mudanças também devem fazer parte do plano de mitigação e
monitoramento em longo prazo.
2.2 . Comentários específicos sobre os estudos da dinâmica de mercúrio no rio
Madeira apresentados no EIA/RIMA
22
2.2.1. Histórico do Hg no rio Madeira
A história Hg mercúrio de origem antrópica no rio Madeira foi relativamente bem
contada no EIA/RIMA, mas a historia do mercúrio de origem natural deixou a desejar.
Ambas partes da história são essenciais para entender a atual distribuição e dinâmica de
mercúrio no sistema em questão.. O levantamento da distribuição atual de mercúrio no
meio ambiente, realizado pela equipe, também foi deficiente em varios aspectos.
Esclarecemos com detalhes a seguir.
2.2.2. Distribuição e disponibilidade atual de Hg no meio aquático
2.2.2.1. Matrizes físicos (falta medidas de MeHg e MeHg/Hg-tot)
O levantamento dos níveis atuais de mercúrio em solos, sedimentos, realizado
durante o estudo, foi útil para avaliar mudanças que ocorreram nestes parâmetros desde
estudos anteriores. Porém faltou medir alguns parâmetros chaves e alguns dos
parâmetros levantados não foram medidos em locais essenciais para avaliar os impactos
dos aproveitamentos.
Solos - Sabemos a partir de estudos realizados na bacia dos rios Tapajós (Roulet
et al 1998), Negro (Fadini e Jardim 2001; Zeidemann 1998) e Madeira (Lechler et al.
2000) que o maior parte o mercúrio nos solos da região e de origem natural e que ele
tende a acumular nas camadas inferiores do solo em associação com óxidos de ferro e
alumínio. Portanto as análises de solos superficiais, realizadas no estudo, não refletem os
autuais estoques de mercúrio disponíveis para mobilização. O solo terrestre é o principal
reservatório de mercúrio no ecossistema Amazônica e, seguindo estudos canandenses,
uma das principais fontes de mercúrio para reservatórios após alagamento (Jackson,
1988; Hecky et al., 1991; Louchouarn et al., 1993; Tremblay et al., 1996). O levantmento
de mercúrio em solos devia ter incluído perfis verticais que incluíam o pico natural de
mercúrio para cada tipo de solo.
Sedimentos de Arraste - como indicado no EIA, o mercúrio líquido, liberado pelos
garimpos, devido sua alta densidade, tende a acumular nos sedimentos de fundo e ser
23
arrastado para áreas de encaixe, próximas às cachoeiras. Porém a história é mais
complexa do que isto. O material particulado no fundo do rio Madeira é composto
predominantemente de minerais de baixa densidade como areia, feldspar e biotite,
misturado com uma pequena porcentagem de minerais densos, com ouro, prata, etc.
Quando esse material é arrastado a jusante pela correnteza, os componentes se
misturam e os minerais mais densos tendem a migrar para as camadas inferiores do leito,
acumulando em cima de lajes de pedra que são comuns na região e afloram nas áreas de
cachoeiras. Os garimpeiros que trabalhava na área sabiam disto e buscavam o ouro em
cimas destas lajes, usando dragas industriais (Forsberg, observação pessoal). Era
frequentemente necessária penetrar vários metros de areia leve para chegar até a
profundidade aonde acumulava o ouro. O mercúrio liquido despejado pelos garimpeiros,
por ser denso, também penetrava as camadas superiores do leito e acumulava nas lajes
junto com o ouro. Quando visitei a área em 1992, no final da corrida de ouro local, os
garimpeiros me mostrarem um fato curioso. Nas dragas que trabalhavam em cima das
lajes, não era mais necessária acrescentar mercúrio para “pescar” ou amalgamar o ouro.
Tanto mercúrio tinha acumulado nas lajes que o ouro já era amalgamado quando chegava
na draga. As amostras de “sedimentos de arraste” coletados durante a EIA eram
somente superficiais e, portanto, inadequadas para caracterizar o atual estoque e
distribuição de mercúrio neste compartimento. Neste caso, também, ele deviam ter
coletados perfis verticais de amostras, chegando até a laje, quando presente.
Água - Os autores do EIA não apresentaram dados para mercúrio em água, um
parâmetro chave na avaliação dos impactos de represamento (St.Louis et al. 1998; Hall et
al. 2005). Coletaram amostras para este fim, mas não conseguiram detectar mercúrio
com o método usado, cujo limite de detecção foi citado em 30 ng/l. Culparam o método de
preservação, mostrando assim, um completo desconhecimento tanto da dinâmica natural
de mercúrio quanto da metodologia adequado para analisá-lo. Os níveis de mercúrio total
em águas naturais normalmente variam entre 1 e 10 ng/l, concentrações muito menores
do que o limite de detecção do método usado. Para detectar estas baixas concentrações
é essencial usar uma metodologia “mãos limpos” própria e garrafas de teflon para coletar
as amostras e um espectrofotômetro de fluorescência atômica ou espectrofotômetro de
absorção atômica especificamente adaptado para determinar mercúrio nestes níveis. Isto
24
claramente não foi feito. A equipe também não estimou os níveis de MeHg em água ou
qualquer outra matriz ambiental. É essencial medir os níveis de Hg-total, MeHg e %MeHg
no canal do madeira, nos tributários e nas áreas alagáveis associados antes da obra para
identificar atuais fontes de mercúrio e sítios de metilação e também para possibilitar a
avaliação mudanças nestes parâmetros após alagamento (Fig.4; Hall et al. 2005; Kelley et
al 1997; St.Louis et al. 1998).
2.2.2.2.
matrizes biológicos
Neste componente do estudo, o autor focou nos níveis de mercúrio em peixes que
é recomendável, considerando sua importância no deita das populações de risco. Ele
também escolheu peixe de diferentes níveis tróficos para demonstrar e quantificar
bioacumulação, mas errou num detalhe. As espécies escolhidas eram na maioria migra
doras. Portanto, seus níveis de mercúrio não refletem somente as condições ambientais
locais, mas todas as condições encontradas ao longo da rota de migração de cada
espécie. Para as duas espécies não-migratórias escolhidas (tucunaré e traíra), também
foram analisadas poucos exemplares. Para avaliar impactos ambientais numa região
específica, e essencial escolher bio-indicadores que representam bem variações
ambientais locais. Traíra e tucunaré são boas espécies para este fim, mais seria
necessário um maior numero de exemplares coletados em diversos locais dentro da área
de influência para caracterizar a variabilidade ambiental existente ante e depois da obra.
Como a concentração de mercúrio em peixes predadores tende a variar com tamanho
padrão, é essencial também obter uma seqüência completa de tamanhos para cada
espécie. Alem das peixes predadores era essencial coletar os principais espécies de
peixe consumidas pela população local, para poder avaliar a carga de mercúrio individual
(veja discussão em baixo).
Estudos em represas canadenses identificarem zooplâncton é invertebrados
bentônicos como os primeiros grupos de fauna a acumular mercúrio após o represamento
(Tremblay et al. 1998a, b; Paterson and Rudd 1998; Fig. 5). Eles também formam
apontados como elos chaves na transferência de mercúrio para os elos superiores da
cadeia alimentar aquática. Entretanto, faltou um levantamento dos níveis atuais de
mercúrio nestes grupos no EIA/RIAMA.
25
2.2.2.3. Populações humanas
Os relativamente altos níveis de mercúrio encontrados nos cabelos de ribeirinhos
vivendo na área de influência são preocupantes. A população já corre um risco que pode
se agravar ainda mais após a realização das obras. Porém, medir os níveis de mercúrio
em peixes e cabelos e compara-los com padrões nacionais e internacionais não era
suficiente para avaliar os potenciais impactos da obra sobre esta populações. Esses
ribeirinhos são contaminadas porque eles obtêm sua proteína principalmente de peixes
que fazem parte de uma cadeia trófica que, por natureza, bio-acumula mercúrio. O nível
de mercúrio nos seus corpos reflete o nível de mercúrio no peixe e também a quantidade
de peixe que eles comem. O que importa, então, não é a concentração no peixe nem no
cabelo, mas a carga diária de mercúrio que eles obtém através do alimento normalizado
por peso corporal. A carga máxima de mercúrio recomendada pela OMS é de 0,4 µg/kg
de peso/dia. Para diagnosticar o problema atual e avaliar potenciais mudanças
toxicológicas após a obra, era essencial estimar a carga atual de mercúrio nestas
populações. Para fazer isto, era necessário determinar a concentração de mercúrio nas
espécies de peixe mais consumidas e também estimar aquantidade média de cada
espécie consumida por dia, o que não foi feito.
2.2.3. Potencial atual para metilação, bioacumulação biomagnificação de Hg na
cadeia trófica
Como indicado em cima e também no EIA, a metilação de mercúrio ocorre
preferencialmente em ambientes anóxicos com concentrações significativas de Hg(II),
baixa pH e altas concentrações de carbono orgânico dissolvido (COD). O Hg (II) existe,
em baixos níveis, em quase todos os ambientes aquáticos. As demais condições são
mais raras, sendo encontradas principalmente em: 1) áreas alagadas com altas
densidades de vegetação aquática, especialmente aquelas encontradas em tributários de
água preta, 2) solos encharcados e 3) o fundo de lagos estratificados, especialmente
aqueles de água preta. Entre estes ambientes o primeiro foi demonstrado ser o mais
importante na região Amazônica (2000a; 2000b). Portanto, o potencial para metilação de
26
mercúrio tanto antes quanto depois do represamento do rio dependerá da distribuição
espacial e temporal destes habitats dentro das áreas de influências direta e indireta.
Com relação a situação atual, o melhor maneira de caracterizar a distribuição atual
destes habitats e seu dinâmica de inundação seria a partir da classificação e análise de
seqüências temporais de imagens óticas (principalmente LANDSAT TM) e radar (bandas
C e L), o que não foi feito. Depois de identificados, a dinâmica temporal de metilação
nestes habitats pode ser caracterizada a partir de levantamentos mensais dos níveis de
MeHg, Hg-tot e %MeHg, que também não foi feito.
O potencial para metilação e bioacumulação após o represamento é mais difícil de
avaliar, mas podia ter sido feito a partir dos resultados das modelagens hidrológica,
sedimentológica e biogeoquímica , se estes foram bem feitos. Infelizmente, como indicado
em cima, isto não ocorreu. Uma modelagem sedimentológica adequada indicaria a
distribuição (3D) e dinâmica de sedimentos, a evolução da batimetria e a provável
distribuição de bancos de macrófitas e outra vegetação aquática no reservatório após
represamento. Uma modelagem hidrológica adequada indicaria a distribuição (pelo menos
2D) de habitats aquáticas e sua dinâmica de inundação e estratificação termal. Uma
modelagem biogeoquímica adequada (3D) indicaria a variação espacial e temporal da
anóxia, pH e a MOD esperadas após represamento. Sem estes dados, o autor se limitou
à identificar alguns tributários que pelas características atuais podem ser locais de
metilação, um esforço claramente insuficiente para caracterizar o problema. O autor nem
aproveitou dos resultados mínimos gerados pelos modelos que, embora inadequados,
indicarem alguns locais e períodos em que estratificação e anóxia podiam ocorrer.
Dois fatores chaves, identificados neste e outros estudos (Hall et al. 2005;
Mongomery et al 2000), que determinam o grau de contaminação mercúrial esperado num
reservatório, são: 1) a quantidade de material orgânico existente na área potencialmente
alagável antes do represamento e 2) o tempo de renovação de água do sistema. Portanto,
uma das tarefas mais importante para o estudo de mercúrio era de estimar a quantidade
de material orgânico presente na área potencialmente alagável. Porém isto
aparentemente não foi feito. As estimativas de biomassa compiladas pelo grupo de
modelagem hidrobiogeoquímica podiam ter sido usadas para este fim mas não foram. A
taxa de renovação de água foi modelada, embora rudimentarmente, pelos grupos de
27
modelagem. Porém estes dados não foram aproveitados explicitamente na análise de
mercúrio.
2.2.4. Monitoramento e intervenções propostos
2.2.4.1.
Matizes físicos e biológicos
Para avaliar a dinâmica de mercúrio durante e após a construção dos reservatórios,
os autores do EIA recomendam avaliações semestrais dos níveis de mercúrio total em
amostras de solos marginais, sedimentos de fundo, sólidos em suspensão, água,
macrófitas aquáticas e peixes coletadas ao longo de 23 transectos laterais a cada 23 km
na calha do rio Madeira com amostras pontuais nos principais tributários. Porém alguns
tipos de amostras e detalhes metodológicos importantes foram omitidos.
A análise de mercúrio em água também devia incluir medidas simultâneas de
MeHg e %MeHg para poder acompanhar o processo de metilação no sistema (Hall et al.
2005; Kelley et al 1997; St.Louis et al. 1998). Baseado em resultados de outros
reservatórios (fig.4), estas medidas teriam que ser feitas mensalmente durante os
primeiros 2 anos para caracterizar a dinâmica esperada. Perfis verticais de Hg-total e
MeMg também deviam ser analisadas em ambientes estratificados, já que o MeHg tende
a acumular somente no hiplimnio nestas regiões. A existência de estratificação termal
devia ser verificada antes de qualquer coleta de água. Cuidado deve ser tomado para
utilizar uma metodologia apropriada para a coleta e análises destas amostras (veja
comentários acima).
A avaliação de mercúrio em solos e sedimentos do fundo deve incluir, alem de
amostras superficiais, analises de perfis verticais para caracterizar mudanças na
distribuição e estoque de mercúrio no sistema. As coletas de sedimentos de fundo devem
incluir amostras do leito original e também de solos terrestres alagados. Os perfis verticais
nesta matriz devem chegar até o pico de mercúrio em solos alagados e até a laje no leito
original. Amostras de solos terrestres devem ser coletadas ao longo de gradientes
topográficas e os perfis verticais devem chegar ate o pico em mercúrio natural.
As amostras biológicas devem incluir zooplancton e invertebrados bentônicos pelos
motivos expostos em cima. As análises de Hg em invertebrados devem incluir Hg-total e
28
MeHg. Baseado nos resultados encontrados em outros reservatórios (Fig.5; Tremblay et
al. 1998a, b; Paterson and Rudd 1998), amostras mensais de invertebrados terão que ser
analisadas durantes os primeiros 2 anos do estudo para caracterizar a dinâmica
esperada. As amostras de peixes devem incluir as principais espécies consumidos pela
população local e pelo menos duas predadores não-migradores para servir de bioindicadores da bioacumulação local.
O estudo batimétrico e geofísico de possíveis “bolsões” de mercúrio no leito do rio,
proposta no suplemento do EIA, deve ser realizada antes do inicio das obras para avaliar
o atual estoque e distribuição e mercúrio, especialmente próximo as locais de escavação.
Este levantamento deve incluir perfis verticais de amostras até a profundidade prevista
paras as escavações ou ate atingir uma laje para garantir que todo mercúrio
potencialmente atingível nas escavações e incluído.
Os níveis de Hg-tot e MeHg em água e Hg-tot em peixes indicadores também
devem ser monitorado a jusante das barragens antes, durante e depois das construções
para avaliar o exporte e bioacumulação de MeHg derivado dos reservatórios, como tem
ocorrido em outras regiões ( Canavan et al. 2000; Schetagne et al. 2000; Hylander, no
prelo).
2.2.4.2.
Populações ribeirinhos
O plano de monitoramento da contaminação em populações humanas deve incluir,
alem de medidas de mercúrio em cabelos, estimativas do consumo diária dos principais
espécies de peixe na dieta, normalizadas pelo peso do sujeito. Essa informação, junto
com dados sobre os níveis de mercúrio em peixe, possibilitará a estimação e
acompanhamento da carga diária individual de mercúrio que determina, em grande parte,
o nível de contaminação no corpo.
Caso as cargas de mercúrio excedem o valor recomendado pelo OMS (0,4µg/kg/d),
um programa de orientação alimentar deve ser criado, baseado em relações similares
aquelas desenvolvido por Padovani et al (1996; Fig 10), com o objetivo de reduzir a carga
diária de mercúrio a partir do controle da quantidade e das espécies de peixe consumidas.
2.2.4.3.
Atividades antrópicas
29
Algumas atividades humanas na bacia de drenagem a montante das barragens
podem ter uma forte influência sobre dinâmica de mercúrio nos reservatórios. Atividades
mineiras podem contribuir mercúrio para os reservatórios nas formas líquida e gasosa, no
caso dos garimpos de ouro, e na forma particulado através de erosão de solos
naturalmente ricos em mercúrio. Os autores do EIA apresentaram um plano para conter e
minimizar a atividades mineiras na área de influência direta das represas, mas
desconsideraram as atividades ocorrendo nas demais partes da bacia de drenagem. Eles
reconheciam a existência de extensas operações de mineração de ouro em Bolívia e Peru
que podem exportar grandes quantidades de mercúrio para a área dos aproveitamentos.
Porém não considerarem estas áreas nos planos de monitoramento e controle. Se não da
para controlar estas atividades por serem estrangeiras, eles deviam pelo menos ter
proposta a monitoramento das atividades por sensoriamento remoto e o monitoramento
do exporte líquido de mercúrio saindo do rio Beni. O mapa de desmatamento, produzido
para o projeto, mostrou uma forte tendência para área desmatada dentro da drenagem
das represas a aumentar no futuro. A retirada da cobertura vegetal nestas áreas pode
resultar num aumento significativo na taxa de erosão com subseqüente exporte de
mercúrio associado aos solos para o sistema fluvial (Roulet et al. 1999; 2000a). Mudanças
similares estão ocorrendo em Bolívia e Peru. O estudo devia ter proposta um plano para
monitorar e gerenciar de desmatamento e todas as outras mudanças no uso da terra na
bacia de drenagem que podiam contribuir para um aumento nos estoques de mercúrio
nos futuros reservatórios.
3.
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parecer análise do eia-rima sobre os aproveitamentos hidrelétricos

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