“O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) como sentinela de saúde do

“O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) como sentinela de saúde do
Oceano Atlântico”
por
Maíra Duarte Cardoso
Dissertação apresentada com vistas à obtenção do título de Mestre em
Ciências na área de Saúde Pública e Meio Ambiente.
Orientador: Prof. Dr. Salvatore Siciliano
Rio de Janeiro, fevereiro de 2013.
Esta dissertação, intitulada
“O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) como sentinela de saúde do
Oceano Atlântico”.
apresentada por
Maíra Duarte Cardoso
foi avaliada pela Banca Examinadora composta pelos seguintes membros:
Prof.ª Dr.ª Fernanda Imperatrice Colabuono
Prof. Dr. Aldo Pacheco Ferreira
Prof. Dr. Salvatore Siciliano – Orientador
Dissertação defendida e aprovada em 22 de fevereiro de 2013.
Catalogação na fonte
Instituto de Comunicação e Informação Científica e Tecnológica
Biblioteca de Saúde Pública
C268
Cardoso, Maíra Duarte
O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) como sentinela
de saúde do Oceano Atlântico. / Maíra Duarte
Cardoso. -- 2013.
viii,101 f. : il. ; tab. ; graf.
Orientador: Siciliano, Salvatore
Dissertação (Mestrado) – Escola Nacional de Saúde
Pública Sergio Arouca, Rio de Janeiro, 2013
1. Aves. 2. Oceano Atlântico. 3. Saúde Ambiental.
4. Compostos Organoclorados - análise. 5. Metais análise. 6. Análise Bacteriológica. I. Título.
CDD - 22.ed. – 363.73
Dedico este trabalho ao meu avô
Gabriel (in memoriam), por ter-me
ensinado a importância do estudo e
aos meus pais, por me permitirem
trilhar um caminho diferente do
tradicional “formar-se e arrumar um
‘emprego de verdade’”.
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais, por todo o apoio e, como foi dito na dedicatória, por me
haverem ajudado a trilhar um caminho mais longo até o objetivo final. A toda a
minha família, por entender meus momentos de ausência.
Ao meu namorado, Oswaldo Maciel, por todo o apoio e, principalmente, pela
paciência.
Aos amigos antigos, por também entenderem os meus momentos de ausência,
e aos novos, feitos no mestrado, por atravessarem comigo todas as
dificuldades e até torná-las engraçadas. Um agradecimento especial a minha
amiga Vivian Wienskoski (in memoriam), que infelizmente não pôde ver mais
esta etapa cumprida, mas merece esta deferência, por ter passado pela minha
vida, preenchendo-a de luz e felicidade.
Ao meu orientador, Salvatore Siciliano, pela dedicação e contribuição para o
trabalho e para o meu crescimento acadêmico e ainda por conseguir realizar o
papel de orientador de forma leve e divertida.
À equipe do GEMM-Lagos, pelo fornecimento de material para o estudo, em
especial ao Jailson Fulgencio de Moura, que além de toda a ajuda, ainda
tornou esta jornada engraçada.
À equipe do Laboratório de Absorção Atômica da PUC-Rio, em especial ao
Rodrigo Gonçalves, pela dedicação em ensinar as técnicas utilizadas, e ao
Douglas Cordeiro, por toda a ajuda. Ao Professor Reinaldo Calixto de Campos
(in memoriam), por ceder o laboratório para esta pesquisa. Agradeço também à
Rachel Hauser Davis e ao Ricardo Lavandier, que apesar de pertencerem a
outros laboratórios, também contribuíram muito para a realização deste estudo.
Um agradecimento muito especial às equipes do Laboratório de Química
Orgânica Marinha do Instituto Oceanográfico da USP e do Laboratório de
Referência Nacional de Enteroinfecções Bacterianas do Instituto Oswaldo Cruz,
Fundação Oswaldo Cruz, pelas análises realizadas.
À amiga Leila Lemos, pela ajuda essencial ao longo de todas as etapas de
realização deste trabalho.
A todos os professores das disciplinas cursadas, pela contribuição no
enriquecimento do trabalho.
À CAPES, pela bolsa fornecida.
E por último, mas não menos importante, aos membros da banca, por lerem e
avaliarem este trabalho, resultado de dois anos de esforço e dedicação.
“Ver na vida algum motivo pra
sonhar. Ter um sonho todo azul, azul
da cor do mar.”
(Tim Maia)
RESUMO
As aves marinhas vêm sendo utilizadas há muito tempo para monitorar a
contaminação ambiental. O objetivo deste estudo foi testar a competência do
bobo-pequeno, Puffinus puffinus (Aves: Procellariidae) como sentinela de
saúde ambiental, através da pesquisa de contaminantes (metais-traço e
compostos organoclorados) em tecidos de carcaças e do isolamento de
bactérias dos gêneros Vibrio e Aeromonas em exemplares vivos. Para isso,
foram recolhidas 35 carcaças de Puffinus puffinus arribados na costa centronorte do estado do Rio de Janeiro e duas carcaças em Aracruz, no litoral do
Espírito Santo, de onde foram coletados fragmentos de tecido hepático e
muscular, com objetivo de análise de contaminantes. Além disso, foram
coletados swabs de onze exemplares encontrados ainda vivos nas praias do
litoral centro-norte fluminense, para o isolamento das bactérias citadas. A
concentração média de mercúrio em fígado foi de 7,19 mg/kg (ps) e em
músculo foi de 1,23 mg/kg (ps); de selênio foi de 34,66 mg/kg (ps) (fígado) e de
7,98 mg/kg (ps) (músculo); de cádmio, 22,33 mg/kg (ps) (fígado) e 1,11 mg/kg
(ps) (músculo); e de chumbo, 0,1 mg/kg (ps) (fígado) e 0,16 mg/kg (ps)
(músculo). Em todos os espécimes analisados foram detectados compostos
organoclorados. No grupo dos pesticidas, os maiores níveis foram encontrados
no grupo dos DDTs. No caso das bifenilas policloradas, foram predominantes
os congêneres de maior grau de halogenação. Quanto à contaminação
microbiológica, foram isoladas bactérias do gênero Vibrio de 91% dos
espécimes avaliados, onde Vibrio harveyi foi a espécie predominante, e em
18% dos espécimes foram isoladas bactérias do gênero Aeromonas, sendo
Aeromonas sobria a única identificada. O Puffinus puffinus demonstrou ser um
competente sentinela de saúde do Oceano Atlântico, e um monitoramento dos
níveis de contaminantes e do isolamento de bactérias de interesse para a
Saúde Pública deve continuar.
i
ABSTRACT
Seabirds have been used for a long time to monitor environmental
contamination. The aim of this study is to test the competence of Manx
shearwater, Puffinus puffinus
(Birds: Procellariidae) as a sentinel of
environmental
contaminants
health,
using
levels
(trace
metals
and
organochlorines compounds) in tissues of carcasses and the isolation of Vibrio
spp. and Aeromonas spp. in live specimens. To this end, 35 carcasses of
Puffinus puffinus wrecked on the central and northern coast of the state of Rio
de Janeiro and two carcasses recovered in Aracruz, on the coast of the state of
Espírito Santo were selected, and fragments of muscular and hepatic tissues
from those carcasses were collected for analysis of contaminants. Furthermore,
swabs from eleven birds found alive at the central and northern coast of Rio de
Janeiro were collected for isolation of aforementioned bacteria. The average
concentration of mercury in their liver was 7.19 mg/kg (dw); in their muscle, 1.23
mg/kg (dw); for selenium, 34.66 mg/kg (dw) (liver) and 7.98 mg/kg (dw)
(muscle); for cadmium, 22.33 mg/kg (dw) (liver) and 1.11 mg/kg (dw) (muscle);
and for lead, 0.1 mg/kg (dw) (liver) and 0.16 mg/kg (dw) (muscle).
Organochlorine compounds were detected in all specimens studied. Among
pesticides, the highest levels found were from the DDT group. Among
polychlorinated
biphenyls,
higher
halogenation
degree
congeners
predominated. With respect to microbiological contamination, bacteria of the
Vibrio genus were isolated from 91% of the analyzed specimens. Vibrio harveyi
was the predominant species. Bacteria of the Aeromonas genus were isolated
from 18% of the specimens. Aeromonas sobria was the only identified species.
Puffinus puffinus has proven to be a competent sentinel of ocean health.
Therefore, monitoring contaminants levels and isolation of Public Health interest
bacteria must go on.
ii
SUMÁRIO
Lista de Figuras ......................................................................................... v
Lista de Tabelas ......................................................................................... vii
1. Introdução .............................................................................................. 1
2. Referencial Teórico ................................................................................ 3
2.1 A saúde dos oceanos e sua influência na saúde humana ..................... 3
2.2 Os metais, seus efeitos na vida marinha e na saúde humana ............... 5
2.3 Os compostos organoclorados, seus efeitos na vida marinha e na
saúde humana ............................................................................................. 10
2.4 Bactérias dos gêneros Vibrio e Aeromonas ........................................... 15
2.5 Aves marinhas no papel de sentinelas ecológicas ................................. 17
2.6 O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) ...................................................... 19
3. Justificativa ............................................................................................ 24
4. Pergunta de Pesquisa............................................................................ 25
5. Objetivos ................................................................................................. 25
5.1 Objetivo Geral ........................................................................................ 25
5.2 Objetivos Específicos ............................................................................. 25
6. Metodologia ............................................................................................ 25
6.1 Área de Estudo ...................................................................................... 25
6.2 Recolhimento de Material Biológico ....................................................... 26
6.3 Análise de Contaminantes ..................................................................... 28
6.3.1 Análise de Metais ................................................................................ 28
6.3.1.1 Determinação de Cádmio, Chumbo e Selênio ................................. 28
6.3.1.2 Determinação de Mercúrio ............................................................... 29
6.3.1.3 Garantia de Qualidade ..................................................................... 31
6.3.1.4 Determinação do Peso Seco ........................................................... 32
6.3.2 Análise de Compostos Organoclorados .............................................. 32
6.3.2.1 Cuidados Analíticos ......................................................................... 33
6.3.2.2 Soluções Padrões ............................................................................ 34
6.3.2.3 Curva Analítica ................................................................................. 34
6.3.2.4 Preparo das Amostras ..................................................................... 35
6.3.2.4.1 Extração ........................................................................................ 35
6.3.2.4.2 Purificação .................................................................................... 35
iii
6.3.2.5 Estimativa da quantidade de lipídios extraíveis ............................... 36
6.3.2.6 Análise dos compostos por cromatografia em fase gasosa ............. 36
6.3.2.7 Controle de qualidade ...................................................................... 37
6.4 Análises Microbiológicas ........................................................................ 38
6.5 Análise estatística .................................................................................. 39
7. Resultados e Discussão ........................................................................ 40
7.1 Ano, praias e municípios de proveniência das amostras ....................... 40
7.2 Comprimento total e envergadura das aves .......................................... 43
7.3 Período de arribamento das aves .......................................................... 43
7.4 Análise de contaminantes ...................................................................... 45
7.4.1 Análise de metais ................................................................................ 45
7.4.1.1 Análise de metais – ano de 2010 ..................................................... 55
7.4.1.2 Ano e as concentrações dos elementos .......................................... 56
7.4.1.3 Concentração de um mesmo elemento em tecido muscular e
hepático ....................................................................................................... 57
7.4.1.4 Relações interelementares .............................................................. 59
7.4.2 Análise de compostos organoclorados ............................................... 62
7.4.2.1 Análise de compostos organoclorados – ano de 2010..................... 68
7.4.2.2 Ano e as concentrações dos compostos organoclorados ................ 71
7.4.3 Níveis dos diferentes tipos de contaminantes ..................................... 72
7.5 Análises microbiológicas ........................................................................ 73
8. Conclusão............................................................................................... 79
9. Recomendações .................................................................................... 79
10. Referências Bibliográficas .................................................................. 80
11. Apêndices ............................................................................................. 100
iv
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: Exemplar de bobo-pequeno descansando em Armação dos Búzios,
Rio
de
Janeiro,
em
novembro
de
2011.
Foto:
Carlos
Eduardo
Amorim...............................................................................................................21
Figura 2: Área de estudo, que compreende a região centro-norte do estado do
Rio de Janeiro, incluindo os municípios litorâneos existentes entre Saquarema
e São Francisco do Itabapoana. Adaptado de IBGE, 2011...............................26
Figura 3: Coleta de musculatura peitoral de um exemplar de Puffinus puffinus
para análise de contaminantes..........................................................................27
Figura 4: Distribuição das carcaças de Puffinus puffinus (n=37) utilizadas no
estudo por praia, onde BZ = Armação dos Búzios, CF = Cabo Frio, ARCZ =
Aracruz, AC = Arraial do Cabo, AR = Araruama e SFI = São Francisco do
Itabapoana.........................................................................................................41
Figura 5: Distribuição das praias de obtenção das carcaças de Puffinus
puffinus (n=37), por ano, onde BZ = Armação dos Búzios, CF = Cabo Frio,
ARCZ = Aracruz, AC = Arraial do Cabo, AR = Araruama e SFI = São Francisco
do Itabapoana...................................................................................................42
Figura 6: Distribuição das carcaças de Puffinus puffinus recolhidas para o
estudo por município (n=37)..............................................................................42
Figura 7: Período de recolhimento das amostras de Puffinus puffinus (n=37) na
costa centro-norte fluminense e em Aracruz-ES, entre 2005 e 2011................43
Figura 8: Concentrações de mercúrio em tecido muscular (n=37) e hepático
(n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em
Aracruz-ES, entre 2005 e 2011.........................................................................45
Figura 9: Concentrações de selênio em tecido muscular (n=37) e hepático
(n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em
Aracruz-ES, entre 2005 e 2011.........................................................................46
v
Figura 10: Concentrações de cádmio em tecido muscular (n=37) e hepático
(n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em
Aracruz-ES, entre 2005 e 2011.........................................................................47
Figura 11: Concentrações de chumbo em tecido muscular (n=37) e hepático
(n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em
Aracruz-ES, entre 2005 e 2011.........................................................................48
Figura 12: Diferenças de concentração dos metais nos tecidos muscular
(n=37) e hepático (n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte
fluminense e em Aracruz-ES, nos anos de 2005 a 2011, onde A corresponde
às concentrações de mercúrio; B de selênio; C de cádmio e D de chumbo.....58
Figura 13: Frequência de isolamento de Vibrio spp. e Aeromonas spp. em
exemplares de Puffinus puffinus (n=11), através de swabs coletados na região
centro-norte fluminense, entre 2009 e 2012......................................................73
Figura 14: Frequência de isolamento de bactérias do gênero Vibrio, por
espécie, nas amostras de Puffinus puffinus coletadas na região centro-norte
fluminense, entre 2009 e 2012..........................................................................74
vi
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Análise e recuperação do material de referência (DORM-2) através
dos procedimentos descritos neste estudo........................................................31
Tabela 2: Análise e recuperação do material de referência (DOLT-3) através
dos procedimentos descritos neste estudo........................................................31
Tabela 3: Diferenciação dos PCBs em função de seu grau de halogenação.
Adaptada de Lavandier, 2011............................................................................33
Tabela 4: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio,
selênio, cádmio e chumbo em tecido hepático, reportadas em estudos
envolvendo Puffinus puffinus.............................................................................49
Tabela 5: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio,
selênio, cádmio e chumbo em tecido muscular, reportadas em estudos
envolvendo Puffinus puffinus.............................................................................50
Tabela 6: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio,
selênio, cádmio e chumbo, em peso seco, reportadas em estudos envolvendo
Puffinus spp.......................................................................................................53
Tabela 7: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio,
selênio, cádmio e chumbo, em peso úmido, reportadas em estudos envolvendo
Puffinus spp.......................................................................................................54
Tabela 8: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de
concentração dos elementos analisados em tecidos de Puffinus puffinus, entre
todos os anos e o ano de 2010..........................................................................55
Tabela 9: Média, desvio padrão, valor mínimo, valor máximo e limite de
quantificação do método, obtidos na análise de pesticidas organoclorados em
amostras de tecido muscular de Puffinus puffinus (n=13) arribados na costa
centro-norte fluminense, nos anos de 2005 a 2011...........................................63
Tabela 10: Média, desvio padrão, valor mínimo, valor máximo e limite de
quantificação do método, obtidos na análise de PCBs em amostras de tecido
vii
muscular de Puffinus puffinus (n=13) arribados na costa centro-norte
fluminense, nos anos de 2005 a 2011...............................................................64
Tabela 11: Teor lipídico em amostras de musculatura de Puffinus puffinus
arribados na costa centro-norte fluminense, entre os anos de 2005 e 2011.....65
Tabela 12: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de
concentração dos pesticidas organoclorados analisados em tecido muscular de
Puffinus puffinus (n=13), entre todos os anos e o ano de 2010........................69
Tabela 13: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de
concentração dos congêneres de PCBs analisados em tecidos de Puffinus
puffinus (n=13), entre todos os anos e o ano de 2010......................................70
viii
1. Introdução
Os oceanos cobrem aproximadamente 70% da superfície da Terra
(ODUM & BARRET, 2008). Massas de água circulam continuamente na
superfície e nas profundezas dos oceanos, gerando amplas variações de
temperatura, salinidade, nutrientes e de outros fatores, que são responsáveis
por condicionar a vida nesses locais (BASTIDA & RODRÍGUEZ, 2003). As
comunidades biológicas têm influência considerável na composição dos
sedimentos e gases das profundezas, em solução e na atmosfera, e por isso
pode-se dizer que os oceanos têm participação na moldagem do clima em todo
o planeta. A vida marinha se concentra próximo ao litoral, na plataforma
continental, onde as condições de nutrientes são favoráveis. Nenhuma outra
área tem variedade de vida comparável a esta região, nem mesmo as florestas
tropicais úmidas (ODUM & BARRET, 2008).
Aproximadamente 60% da população humana mundial vive em áreas
litorâneas, e grande parte desta depende do mar para seu sustento (GESAMP,
2001). A plataforma continental representa a região de maior concentração de
pesca comercial do mundo, especialmente em áreas de ressurgência, onde
poucas espécies constituem a maior parte do pescado comercialmente
utilizado (ODUM & BARRET, 2008).
A
contaminação
e
a
poluição
dos
ambientes
aquáticos
são
preocupantes, principalmente pelos efeitos deletérios à sua biota, sendo esta e
o sedimento os compartimentos mais utilizados para o monitoramento do
ambiente (NIENCHESKI & FILLMAN, 2006).
Entre os agentes impactantes do meio ambiente, os metais se destacam
atualmente, em virtude de suas características de serem persistentes no
ambiente, perturbarem processos biológicos, em função de sua acumulação e
alta toxicidade a determinados processos metabólicos, e outros efeitos
adversos que podem causar aos ecossistemas aquáticos. Os metais tendem a
se acumular em tecidos de organismos aquáticos, o que leva a grandes riscos
de contaminação dentro da cadeia trófica (NIENCHESKI & FILLMAN, 2006). As
atividades industriais são as principais fontes de emissão de metais para o
ambiente, por descargas no solo, na água e no ar (LIU et al., 2008). Além das
1
fontes antrópicas, estes elementos também se encontram de forma natural nos
ambientes marinhos, tornando-se tóxicos na presença de concentrações
crescentes (TAIT & DIPPER, 1998). O cádmio, o mercúrio e o chumbo são
utilizados nas atividades humanas há muito tempo e são considerados
ameaças à saúde (JÄRUP, 2003). Em razão disso, estes foram os metais
escolhidos para o presente estudo.
Outro agente impactante importante é o selênio. Não se trata
tecnicamente de um metal, mas de um metaloide, tendo propriedades similares
à dos metais em certas formas. É um micronutriente essencial para a maioria
dos organismos, que, assim como os metais citados anteriormente, se torna
tóxico em concentrações crescentes (SEIXAS & KEHRIG, 2007; LIU et al.,
2008). As atividades antrópicas vêm aumentando a emissão desta substância
no meio ambiente, principalmente no compartimento aquático (SEIXAS &
KEHRIG, 2007). A principal via de exposição para o homem e outros animais é
a alimentar, e é válido salientar que esta substância, assim como as citadas
anteriormente, também é capaz de bioacumular na cadeia trófica (SEIXAS &
KEHRIG, 2007).
Os compostos organoclorados são contaminantes orgânicos resultantes
da ação antrópica nos ecossistemas. Alguns destes compostos estão incluídos
na lista de poluentes orgânicos persistentes (POPs) da Agência de Proteção
Ambiental dos Estados Unidos (USEPA) e, por isso, vêm recebendo atenção
especial. Assim como os metais e o metaloide citados, os organoclorados
também possuem a característica de bioacumulação (NIENCHESKI &
FILLMAN, 2006).
Quando na biota ocorre um acúmulo de contaminantes é chamado de
bioacumulação; e quando o contaminante é transportado ao longo da cadeia
trófica, é chamado de biomagnificação (MARQUES JR et al., 2009).
As aves marinhas, por sua ampla distribuição, são muito utilizadas para
monitorar a abundância de peixes e a poluição (FURNESS & CAMPHUYSEN,
1997; SMICHOVISKY et al., 2006). Mudanças inesperadas em quantidade, na
saúde e na reprodução destes animais podem ser um alarme dos problemas
relacionados à poluição ou ao suprimento de alimento. Como são predadoras,
ocupando altos níveis da cadeia alimentar marinha, também são potenciais
2
monitores de poluentes capazes de se acumular em níveis tróficos (FURNESS
& CAMPHUYSEN, 1997).
O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) é uma ave marinha migratória,
pelágica, da família Procellariidae, que se alimenta de peixes e cefalópodes, ou
seja, um predador de topo de cadeia (THOMPSON, 1987). As colônias
reprodutivas encontram-se no Atlântico Norte. Destes locais, as aves iniciam a
migração, partindo para a América do Sul e, às vezes, para a África, durante o
inverno do hemisfério norte, sendo a costa brasileira um dos principais destinos
(THOMPSON, 1987; GUILFORD et al., 2009; HAMER, 2003 apud GUILFORD
et al., 2009, WILSON et al., 2009). Segundo Shaffer e colaboradores (2006),
existe atualmente uma diminuição nas populações de bobos-pequenos e estes
animais podem ser indicadores importantes de mudanças climáticas e de
saúde dos oceanos, por atuarem em escala global. Guilford e colegas (2009)
também ressaltam a importância de estudar estas aves migratórias,
integradoras globais de recursos marinhos, para que se entendam os impactos
das mudanças em saúde dos oceanos.
Deve-se lembrar que o homem também se encontra no topo da cadeia
alimentar e que se alimenta de proteína de origem marinha, estando
cronicamente exposto às substâncias citadas por via digestiva, razão por que
se destaca a importância deste estudo para a Saúde Pública.
2. Referencial teórico
2.1 A saúde dos oceanos e sua influência na saúde humana
A influência do meio ambiente na saúde humana vem ganhando
considerável destaque nas discussões científicas, frente ao intenso processo
de degradação ambiental pelo qual o planeta está passando, processo este
que culmina em consequências diretas sobre a qualidade de vida e as
condições de saúde da população. A saúde e o ambiente são “bens” coletivos
e por isso precisam ser internalizados no campo da Saúde Coletiva
(AUGUSTO et al., 2003).
Dentro desta questão, pode-se realçar a influência dos oceanos na
saúde humana. “Oceanos e Saúde Humana” é uma área de estudos
3
interdisciplinar que engloba desde a oceanografia física à biologia molecular,
passando pela epidemiologia, entre outras, que trata das interações entre os
oceanos, as atividades humanas e a saúde humana, revelando que os
processos oceânicos são influenciados pela atividade humana e têm
importantes implicações em Saúde Pública (LAWS et al., 2008; KITE-POWELL
et al., 2008). É importante destacar que os oceanos cobrem 70% da superfície
da Terra e que aproximadamente 60% da população mundial vive em áreas
litorâneas (GESAMP, 2001; ODUM & BARRET, 2008).
A Saúde dos Oceanos pode ser definida pela “reflexão da condição do
ambiente marinho sob a perspectiva dos efeitos adversos causados por
atividades antropogênicas, em particular destruição de habitats, mudanças nas
taxas de sedimentação e a mobilização de contaminantes” (IOC, 2002).
Fatores antrópicos estressores como degradação costeira, sobrepesca e
contaminação das águas com produtos químicos e micro-organismos
patogênicos estão alterando cada vez mais a condição de saúde dos oceanos
(LAFFERTY et al., 2004).
As interações entre os oceanos e a saúde humana podem ser benéficas
ou maléficas (KITE-POWELL et al., 2008). Entre os benefícios que os oceanos
trazem para o homem, pode-se destacar o valor nutricional do pescado, o uso
das águas para a recreação, o uso de organismos marinhos para a fabricação
de medicamentos, cosméticos, suplementos naturais ou como modelos
marinhos para estudos neurofisiológicos, de desenvolvimento, de preservação
de células e embriões, de carcinogênese, genômicos e fisiológicos. Se a saúde
dos oceanos for negativamente afetada, pode haver perda destes benefícios
(KNAP et al., 2002; FLEMING et al., 2006; KITE-POWELL et al., 2008; MOURA
et al., 2008; LAWS et al., 2008).
Entre os malefícios da interação, algumas questões merecem destaque.
Os oceanos têm papel vital na regulação do clima ao redor do mundo e na
variabilidade interanual do clima (como exemplo, temos o El Niño/Oscilação
Sul). Essa variabilidade influi sobre fenômenos de chuva e seca, que por sua
vez influenciam a dispersão de vetores de doenças e também a agricultura e,
consequentemente, a nutrição dos seres humanos. Também não se pode
deixar de citar as mudanças climáticas globais e seus impactos diretos e
indiretos em Saúde Pública (FLEMING et al., 2006; MOURA et al., 2008). Outra
4
questão é a produção de toxinas por floração de algas tóxicas, que podem
bioacumular ao longo da cadeia trófica, causando intoxicações alimentares em
humanos que podem ser fatais ou levar a sequelas. Além disso, há a
contaminação microbiológica e química das águas de recreação e do pescado.
Entre os contaminantes químicos antropogênicos mais importantes estão os
poluentes orgânicos persistentes (POPs), os hidrocarbonetos policíclicos
aromáticos (HPAs) e os metais, que se caracterizam por persistência no
ambiente, bioacumulação e, em alguns casos, biomagnificação (KNAP et al.,
2002; FLEMING et al., 2006; MOURA et al., 2008; KITE-POWELL et al., 2008;
LAWS et al., 2008).
Todos os países litorâneos devem desenvolver estratégias de
monitoramento oceânico, onde a comunidade científica tem papel fundamental
(STRAIN & MACDONALD, 2002). As determinações de mudanças físicas,
biológicas e ecológicas e de contaminantes químicos vêm sendo usadas como
indicadores de saúde dos oceanos (KNAP et al., 2002; STRAIN &
MACDONALD, 2002). Várias espécies marinhas são usadas como indicadores
ou sentinelas de estresse ambiental e de possíveis ameaças à saúde humana
(STEWART et al., 2008). A detecção precoce de alterações nestes indicadores
pode levar à preservação de recursos naturais e à prevenção de doenças
humanas associadas (KNAP et al., 2002).
Grande parte dos agravos à saúde humana advindos do oceano é
determinada pela deterioração deste bioma, e medidas de preservação dos
oceanos são, consequentemente, medidas de Saúde Pública (MOURA et al.,
2008).
2.2 Os metais, seus efeitos na vida marinha e na saúde humana
Os metais apresentam propriedades como alta refletividade, alta
condutividade elétrica e térmica e alta resistência mecânica. Dos elementos da
tabela periódica, 75% são considerados metais e oito elementos são
considerados
metaloides,
que
são
substâncias
com
características
intermediárias a metais e não-metais (LIU et al., 2008). Os elementos que
antigamente
eram
chamados
de
metais
pesados
conquistaram
essa
nomenclatura em função da densidade, já que eram considerados como tais os
5
metais que apresentavam densidade específica maior do que 5 g/cm³ (JÄRUP,
2003). Neste trabalho, o mercúrio (Hg), o cádmio (Cd), o chumbo (Pb) e o
metaloide selênio (Se) serão enfatizados.
O cádmio, o mercúrio e o chumbo são utilizados nas atividades humanas
há muito tempo e são considerados ameaças à saúde. Apesar disso, a
utilização destas substâncias continua e até aumenta em alguns países,
especialmente nos países em desenvolvimento (JÄRUP, 2003). Como já
citado, os metais possuem as características de persistência no ambiente e
bioacumulação e se encontram de forma natural no ambiente, tornando-se
tóxicos apenas em concentrações crescentes, situação em que as emissões
antrópicas tratam de participar (TAIT & DIPPER, 1998; NIENCHESKI &
FILLMAN, 2006). No ambiente aquático são encontrados de forma natural, em
baixas concentrações, por apresentarem baixa solubilidade (TAIT & DIPPER,
1998).
Os relatos da utilização do chumbo datam de 5000 anos atrás, quando
era utilizado em materiais de construção, em pigmentos para cerâmica e em
tubos para o transporte de água. Na Roma antiga, o chumbo era muito utilizado
para adocicar vinhos velhos. Os mesmos romanos faziam uso do mercúrio para
amenizar as dores da erupção dos dentes decíduos nos bebês. A partir de
1300, o mercúrio passou a ser utilizado no tratamento da sífilis, o que ocorreu
até o final do século XIX. Na metade desse século, o artista plástico Claude
Monet utilizava pigmentos à base de cádmio, prática que perdurou entre os
artistas até o início do século seguinte. Nos dias de hoje, o mercúrio ainda é
utilizado nas atividades de mineração, em diversas partes da América Latina e
em amálgamas dentários; o chumbo ainda é um aditivo comum de
combustíveis automotivos em alguns países em desenvolvimento; e o cádmio é
amplamente utilizado em baterias recarregáveis, que muitas vezes são
dispostas em lixo comum, contaminando o meio ambiente (JÄRUP, 2003).
O selênio, apesar de não ser um metal, assume as propriedades
respectivas em certas formas. É um elemento essencial para homens e
animais, tornando-se tóxico em altas doses, sendo esta toxicicidade
relacionada a sua forma e a sua solubilidade (LIU et al., 2008). O selenato
(SeO2-4) e o selenito (SeO2-3) são altamente solúveis em água e são tóxicos
para os sistemas biológicos, mesmo em concentrações muito pequenas; o
6
selênio elementar (Se0) é insolúvel em água e não possui propriedades tóxicas;
e o seleneto (Se2-) é altamente tóxico e reativo, porém, em contrapartida, é
facilmente oxidado a selênio elementar. A linha entre as concentrações
essenciais e tóxicas do selênio é muito tênue (WACHOWICZ et al., 2001).
Segundo
Hamilton
(2004),
concentrações
pequenas
de
selênio
são
necessárias para o crescimento e o desenvolvimento normal de diversas
espécies; em concentrações moderadas, ele já começa a ser acumulado,
porém sem efeitos deletérios; e concentrações altas podem resultar em efeitos
tóxicos para o organismo. Este autor chama atenção ainda para o fato de que a
indústria e a agricultura têm tornado o selênio cada vez mais disponível no
ambiente aquático através de drenagem de água da agricultura, esgoto
industrial, cinzas de usinas termoelétricas, refinarias de petróleo e atividades
de mineração. O metaloide também possui capacidade de bioacumulação, e a
principal via de exposição para homens e animais é a alimentar. Uma
propriedade curiosa do selênio é a função protetora e antagônica à ação tóxica
de metais como o mercúrio, o chumbo e o cádmio (SEIXAS & KEHRIG, 2007).
Cada vez mais substâncias atingem os mares através dos efluentes
lançados em rios e estuários, incluindo substâncias novas, pouco estudadas e
persistentes no ambiente. A circulação de águas no oceano é lenta e a
dispersão destes materiais pode ser um processo bem demorado (TAIT &
DIPPER, 1998).
Uma substância em concentrações consideradas acima do normal em
um determinado ecossistema é considerada um contaminante. Esta substância
passa a ser um poluente quando, de alguma forma, altera esse ecossistema. É
o que ocorre com os metais, ao atingirem os oceanos em quantidades
superiores às naturais. Eles são incorporados ao sedimento marinho e também
o são pelo fitoplâncton, entrando na cadeia alimentar oceânica, podendo
ocorrer bioacumulação e biomagnificação, atingindo o zooplâncton, os
crustáceos, os moluscos, os peixes e, por fim retornando aos seres humanos
por via alimentar (NIENCHESKI, 2000).
Alguns efeitos dos poluentes na vida marinha são: o sufocamento e a
intoxicação de organismos aquáticos; a interferência na fisiologia e no
comportamento das espécies; e o aumento ou a diminuição da produtividade
biológica, com efeitos na cadeia trófica. Os bivalves tendem a acumular metais
7
em seus tecidos, mas não parecem intoxicar-se; a maioria dos peixes e
crustáceos tem facilidade de excretar os metais assimilados, com exceção do
mercúrio e do cádmio, o que faz com que alguns peixes de topo de cadeia
excedam os níveis seguros destes metais para o consumo humano. Estes
organismos marinhos que acumulam grandes concentrações de metais tóxicos
parecem tornar-se cada vez mais resistentes aos seus efeitos (TAIT &
DIPPER, 1998). As aves marinhas contaminadas por mercúrio apresentam
redução na produção e na resistência dos ovos; e o chumbo causa alterações
comportamentais relacionadas ao crescimento e à sobrevivência dos filhotes,
demonstradas em experimentos de laboratório (BURGER & GOCHFELD, 1988;
SICILIANO et al., 2005). Doses tóxicas de selênio são capazes de causar
efeitos teratogênicos em peixes e aves, existindo alguns relatos de eliminação
de certas espécies de peixes em ambientes contaminados por selênio
(HAMILTON, 2004).
As fontes naturais do cádmio são os minérios. Nas atividades humanas,
ele é usado como estabilizador de produtos de cloreto de polivinil (PVC), em
pigmentos,
ligas,
agentes
anticorrosivos,
fertilizantes
fosfatados
e,
principalmente, em baterias. Os produtos que contêm cádmio raramente são
reciclados e, em consequência, são jogados em lixo comum, e às vezes até
incinerados, contaminando o ambiente. As principais vias de exposição para os
humanos são a alimentar e a inalatória, sendo o tabagismo uma via importante.
A intoxicação causa danos renais e ósseos, como por exemplo, as
deformidades ósseas apresentadas por indivíduos com a doença de Itai-Itai,
vista no Japão, nos anos 50, quando água contaminada por cádmio foi utilizada
para irrigar plantações de arroz (IARC, 1993; JÄRUP, 2003). Além dos
malefícios à saúde citados, o cádmio é classificado pela International Agency
for Research on Cancer (IARC) como carcinogênico para os humanos (Grupo
1) (IARC, 1993).
O mercúrio é utilizado em termômetros, barômetros, nas atividades de
mineração, em amálgamas dentários e em indústrias de cloretos alcalinos, de
soda cáustica e papel. Até os anos 70, era bastante utilizado como fungicida de
sementes. As fontes naturais também são os minérios (IARC, 1993; TAIT &
DIPPER, 1998; JÄRUP, 2003). O mercúrio inorgânico pode ser convertido a
metil mercúrio, através de um processo de metilação realizado por micro8
organismos, que é uma forma bastante estável, tóxica e capaz de se acumular
ao longo da cadeia trófica, sendo a mais importante forma de exposição para
os humanos pela via alimentar (TAIT & DIPPER, 1998; JÄRUP, 2003;
FLEMING et al., 2006). A intoxicação crônica pelo mercúrio inorgânico leva a
sintomas neurológicos e psicológicos, como tremores, ansiedade, mudanças
de personalidade, distúrbios de sono, inquietação e depressão. Também pode
causar danos renais e eczema por contato. A intoxicação por mercúrio orgânico
leva a danos no sistema nervoso, causando parestesia e entorpecimento das
mãos e dos pés, incoordenação motora e transtornos visuais. Em exposições
de grande magnitude, pode ocorrer morte. Exemplos de grandes problemas de
intoxicação por metil-mercúrio foram a catástrofe de Minamata, no Japão dos
anos 50, onde as pessoas ingeriram peixes contaminados; e nos anos 70, no
Iraque, onde 10.000 pessoas se intoxicaram, ingerindo pães feitos a partir de
trigo cujas sementes estavam contaminadas. A população geral não apresenta
risco significativo quanto à intoxicação por metil-mercúrio, com exceção de
grupos que consomem grandes quantidades de peixe (JÄRUP, 2003). O metilmercúrio é classificado pela IARC como possivelmente carcinogênico para os
humanos (Grupo 2B), e o mercúrio inorgânico como não classificável quanto à
sua carcinogenicidade para humanos (Grupo 3) (IARC, 1993).
As principais fontes antrópicas de emissão de chumbo são os aditivos de
combustíveis automotivos. Este uso foi proibido na maioria dos países
desenvolvidos nas últimas décadas, mas ainda permanece em alguns países
em desenvolvimento. Antigamente, um grande problema eram as panelas
feitas de chumbo, que contaminavam os alimentos. Esta substância contamina
o ar, sendo a inalação uma via de exposição importante. O chumbo contido no
ar pode se depositar no solo e na água, entrando em contato com o homem
também através da cadeia alimentar. Em intoxicações agudas, os sintomas são
cefaleia, irritabilidade, dor abdominal e outros relacionados ao sistema nervoso,
podendo ocorrer encefalopatia. Em intoxicações crônicas, podem ocorrer
distúrbios de memória e distúrbios cognitivos, e um sinal comum é uma linha
escurecida nas gengivas. Em crianças intoxicadas, são observados sinais
como distúrbios comportamentais e dificuldade de aprendizado e concentração
(JÄRUP,
2003).
A
IARC
classifica
o
chumbo
como
provavelmente
carcinogênico para os humanos (Grupo 2A) (IARC, 2006).
9
A exposição ao selênio por humanos, em baixas doses, parece ajudar a
prevenir certos tipos de câncer, como câncer de pulmão, de cólon, de próstata
e de reto (WACHOWICZ et al., 2001). Intoxicações agudas por selênio são
raras, mas os sintomas são náusea e emese, edema pulmonar e colapso
cardiovascular. A intoxicação crônica, chamada de selenose, tem efeitos
dérmicos e neurológicos, como perda das unhas, descoloração dentária,
confusão mental, paralisia e, ocasionalmente, hemiplegia (LIU et al., 2008). As
plaquetas sanguíneas são ricas em selênio, o que sugere que este elemento
tenha participação nas suas funções. Porém, em doses tóxicas, o metaloide
inibe a agregação plaquetária (WACHOWICZ et al., 2001).
Por todos estes perigos ao ambiente e à saúde humana, deve-se
realizar um monitoramento destes elementos no ambiente e nas fontes dos
mesmos para os humanos.
2.3 Os compostos organoclorados, seus efeitos na vida marinha e
na saúde humana
Os compostos organoclorados são aqueles que apresentam um ou mais
átomos de cloro em sua estrutura química (DEL GRANDE et al., 2003). São
estáveis, lipossolúveis e persistentes, tornando-se contaminantes onipresentes
e acumulando-se ao longo da cadeia alimentar. Como são estruturalmente
muito diferentes das substâncias normalmente presentes na natureza, alguns
organismos não são capazes de metabolizar alguns destes compostos, o que
causa a sua acumulação e toxicidade, contribuindo para a degradação de
ecossistemas aquáticos tropicais (a distribuição dos compostos é facilitada em
regiões de altas temperaturas e chuvas fortes) e de suas biotas, principalmente
em regiões industrializadas e de alta densidade demográfica. Porém, a
contaminação não se restringe a estas áreas, já que atinge até as regiões
polares através do ar e das correntes marinhas, o que pode ser demonstrado
por meio da biota, da atmosfera, da água e dos sedimentos. A emissão destes
compostos no solo e nas águas se dá por intermédio de efluentes industriais,
esgotos e lixiviação (TAIT & DIPPER, 1998; DEL GRANDE et al., 2003;
TARDIVO & REZENDE, 2005; TANIGUCHI et al., 2009). Neste trabalho, serão
abordados os pesticidas organoclorados e as bifenilas policloradas (PCBs).
10
O dicloro-difenil-tricloroetano (DDT) é um composto organoclorado que
foi muito utilizado como inseticida a partir de 1943, principalmente na
agricultura e em controle de insetos vetores de doenças, tendo sido muito
importante nas campanhas de controle da malária, da febre amarela, do tifo e
da doença do sono (tripanossomíase africana). Nos anos 1970 e 1980,
principalmente por considerações ecológicas, levantadas pela autora Rachel
Carson em seu livro “Primavera Silenciosa” de 1962, o DDT foi banido da
maioria dos países, mas ainda habita diversos compartimentos ambientais por
sua alta persistência, redistribuição global e alta lipofilicidade. Além disso, em
alguns países em desenvolvimento, o DDT continua sendo utilizado para fins
de Saúde Pública, como por exemplo, o controle da malária (IARC, 1991;
SMITH & GANGOLLI, 2002; COSTA, 2008).
No ambiente, o DDT é ubíquo, sendo encontrado em alimentos, no solo
e em sedimentos, e existe a característica de bioacumulação. Ele atinge o
ambiente aquático por aplicação direta, resíduos da aplicação, erosão e
escoamento de terras agrícolas ou descargas de esgoto industrial ou
doméstico. A exposição pode ocorrer durante a produção, a aplicação ou por
via alimentar, sendo esta última importante para animais de topo de cadeia,
incluindo o homem, e para os lactentes, já que uma das vias de excreção desta
substância é o leite (IARC, 1991; DEL GRANDE et al., 2003; TURGUT, 2003;
COSTA, 2008; MURALIDHARAN et al., 2009). Nos animais, o DDT penetra nas
células facilmente, por sua característica lipossolúvel e é metabolizado em
DDE, DDD e DDA. O DDT e o DDE ficam armazenados principalmente no
tecido adiposo. Pode-se observar a presença destas substâncias no tecido
adiposo de espécies predatórias aquáticas, já que elas penetram na cadeia
alimentar, ocorrendo bioacumulação (TURGUT, 2003; COSTA, 2008). No
homem, a toxicidade aguda é moderada, sendo os sintomas de ordem
neurológica, como: agitação motora, hipersensibilidade a estímulos externos,
tremores, podendo ocorrer convulsões tônico-clônicas e morte por falência
respiratória após 24-72 horas. A exposição crônica é a principal preocupação,
tendo efeitos tóxicos principalmente no fígado e no sistema reprodutivo. O DDT
é classificado pela IARC como possivelmente carcinogênico para humanos
(Grupo 2B). Uma característica importante da substância é que ela age como
disruptor endócrino, podendo inclusive ser associada a tipos de câncer
11
sensíveis a hormônios, como câncer de mama, de endométrio e de próstata
(IARC, 1991; COSTA, 2008).
O DDT é um dos pesticidas mais estudados na classe dos
organoclorados, mas, além dele, outros serão abordados neste estudo
(MEYER et al., 1999). Eles atingem os ambientes aquáticos da mesma maneira
que o DDT e também apresentam a característica de bioacumulação
(TURGUT, 2003). Como são substâncias lipofílicas, têm facilidade de interação
com membranas nos organismos animais, apresentando alta toxicidade
cumulativa (SUWALSKY et al., 1999).
O
hexaclorobenzeno
(HCB)
é
estável,
de
baixa
volatilidade,
praticamente insolúvel em água, extremamente persistente e foi utilizado como
fungicida de uso agrícola por várias décadas após a 2ª Guerra Mundial, sendo
este uso descontinuado em muitos países nos anos 70, por preocupações com
efeitos adversos no meio ambiente e na saúde humana. Além disso, trata-se de
um resíduo industrial e de queima, continuando a contaminar o ambiente,
mesmo após a descontinuação do uso como pesticida (IARC, 2001; TARDIVO
& REZENDE, 2005).
O metoxicloro é um inseticida que começou a ser bastante utilizado
depois que o DDT foi banido. Ele é rapidamente metabolizado e nãocumulativo nos tecidos (MEYER et al., 1999; COSTA, 2008).
Os ciclodienos são um grupo de pesticidas organoclorados ao qual
pertencem clordanas, dieldrin, aldrin, heptacloros, endrin, endosulfan. Estas
substâncias foram introduzidas no mercado no final da década de 1940 e início
de 1950, tendo sido bastante utilizadas e depois banidas na maioria dos
países, pelos mesmos motivos do DDT. As clordanas eram utilizadas no
controle de cupins, o endrin é um rodenticida, e os outros eram primariamente
utilizados na agricultura. Vale ressaltar que estes compostos são prontamente
absorvidos pela pele e a intoxicação leva a sinais de ordem neurológica
(COSTA, 2008).
Os hexaclorociclohexanos (HCH) são inseticidas introduzidos na mesma
época dos ciclodienos, com características toxicológicas bem semelhantes às
destes. Também foram banidos na maioria dos países, com exceção do
lindano (γ-HCH), que além de ser utilizado na agricultura, também é
12
amplamente utilizado como escabicida e pediculicida, em forma de shampoos e
loções (COSTA, 2008).
O mirex é um formicida que teve sua utilização iniciada no final dos anos
1950 e assim como todos os outros citados, possui grande estabilidade
ambiental, ligada principalmente a sua lipofilicidade (MEYER et al., 1999;
COSTA, 2008).
Vale ressaltar que os pesticidas organoclorados de todos os grupos
citados podem agir como disruptores endócrinos (MEYER et al., 1999).
Além dos pesticidas, o grupo dos organoclorados também conta com as
bifenilas
policloradas
(PCBs),
que
são
uma
classe
de
compostos
organoclorados sintetizados a partir da reação do grupo bifenila com o cloro
anidro, na presença de um catalisador. A produção de PCBs teve início nos
Estados Unidos, em 1920, pela Monsanto, com o nome comercial de Aroclor®,
sendo importado pelo Brasil com o nome de Ascarel®. Estas substâncias eram
consumidas pela indústria eletrotécnica, em transformadores, capacitores e
fluidos de transferência de calor, e também eram utilizadas como aditivos na
formulação de plastificantes, adesivos, tintas e pesticidas, porém em 1966
começaram a ser reconhecidas como contaminantes ambientais, sendo
proibidas a partir de 1988 em todo o território americano (USEPA, 1983;
PENTEADO & VAZ, 2001). No Brasil, a primeira legislação a respeito foi a
Portaria Interministerial nº 19, de 29 de janeiro de 1981, que estabeleceu a
proibição da fabricação, da comercialização e do uso de PCBs em todo o
território nacional, porém quanto aos equipamentos já instalados, estes ficavam
sendo utilizados até sua substituição integral ou a troca do fluido. A portaria
também proíbe o descarte de PCBs em cursos d´água e a exposição dos
equipamentos que os contenham a intempéries (BRASIL, 1981).
As principais rotas de contaminação ambiental por PCBs são: acidentes
no manuseio de produtos que os contenham, vaporização de componentes
contaminados por PCBs, vazamento de fluidos hidráulicos que os contenham,
armazenamento irregular de resíduos contendo PCBs, fumaça decorrente de
incineração de produtos com tais compostos e efluentes industriais ou esgotos
despejados em rios e lagos. Atingindo os compartimentos ambientais, estes se
tornam reservatórios destas substâncias, que posteriormente contaminam a
biota, podendo ocorrer bioconcentração e biomagnificação ao longo da cadeia
13
trófica. O homem, ao ocupar o topo da cadeia, está bastante sujeito a
exposição aos PCBs por via alimentar. Além disso, a contaminação humana
pode ocorrer por contato direto com a água que contenha estes químicos
(PENTEADO & VAZ, 2001). Os efeitos toxicológicos demonstrados em cobaias
são principalmente de ordem reprodutiva (estes compostos também são
disruptores endócrinos), sendo que em exposições humanas ocupacionais ou
em acidentes foram observados sintomas como cloracne, hiperpigmentação,
alterações oculares, alterações hepáticas e renais, alterações na morfologia
dos dentes, alterações psíquicas, perda de libido, além de efeitos teratogênicos
e cancerígenos, sendo observados nestes grupos elevados índices de
mortalidade por câncer no fígado e na vesícula biliar. Dois acidentes famosos
envolvendo as bifenilas policloradas foram os casos conhecidos como Yusho,
no Japão de 1968, com 1.600 pessoas envolvidas; e Yu-Cheng, em Taiwan,
em 1979. Ambos foram causados por contaminação de óleo de arroz por PCBs
(BRASIL, 1981; USEPA, 1983; PENTEADO & VAZ, 2001; SMITH &
GANGOLLI, 2002).
Os compostos organoclorados, seus resíduos e metabólitos são
encontrados cada vez mais no ambiente por três motivos principais: o gás cloro
é barato e de disponibilidade imediata em escala industrial, por isso foi muito
utilizado; muitos destes compostos são resistentes à biodegradação; e o uso e
a descarga incontrolados dos compostos resultaram em acúmulo e persistência
nos compartimentos ambientais. Estes compostos conseguiram espalhar-se
pelo globo através da lixiviação pela chuva, da percolação de lençóis freáticos
e do transporte por aves e outros animais que se alimentaram de sementes
contaminadas, podendo entrar na cadeia alimentar, indo atingir outros animais
e o homem (SMITH & GANGOLLI, 2002).
Traços destes compostos são constantemente encontrados na vida
marinha, sendo associados em alguns casos a anomalias reprodutivas,
neoplasias e emergência de doenças infecciosas em animais marinhos, como
sirênios, cetáceos, pinípedes e outros carnívoros de hábitos marinhos, como
ursos polares e lontras. Alguns organismos marinhos são extremamente
sensíveis a estas substâncias, como é o caso de alguns crustáceos, que
morrem na presença de pequenas concentrações. Outros organismos têm sua
função reprodutiva afetada, como o afinamento das cascas dos ovos que
14
levaram a diminuição da população de pelicanos, biguás, trinta-réis e águias
pescadoras no início dos anos 1970. E também existe o extremo, de animais
bastante resistentes à contaminação por organoclorados, como as gaivotas
(TAIT & DIPPER, 1998; SMITH & GANGOLLI, 2002; SICILIANO et al., 2005).
É interessante encontrar estas substâncias na vida marinha, tendo em
vista que são compostos com baixa solubilidade em água. Isto ocorre porque
são substâncias lipofílicas e, desta forma, são solúveis em gordura, como o
óleo das células de diatomáceas. Assim sendo, são absorvidos primariamente
pelo fitoplâncton, que é ingerido pelo zooplâncton, junto com sua carga de
contaminantes, que o zooplâncton não é capaz de metabolizar e excretar. O
mesmo ocorre quando pequenos peixes ingerem o zooplâncton e assim
sucessivamente, com peixes maiores, aves marinhas, mamíferos marinhos e o
homem (TAIT & DIPPER, 1998; SMITH & GANGOLLI, 2002).
O homem se expõe principalmente por via alimentar, sendo esta fonte
responsável por 90% da exposição humana, com grande importância para
alimentos de origem animal, sobretudo peixes com alto teor de gordura, a
mesma forma de exposição das aves marinhas aqui estudadas. Também se
deve dar atenção ao leite materno, já que ele é a principal via de exposição
para crianças pequenas. A carne e o leite de animais de produção participam
da mesma forma desta via de exposição (SMITH & GANGOLLI, 2002).
Os compostos organoclorados tiveram grande importância para a
humanidade, mas agora seu uso tem sido descontinuado, o que não impede
que a sociedade ainda pague seu preço (SMITH & GANGOLLI, 2002).
2.4 Bactérias dos gêneros Vibrio e Aeromonas
As bactérias das famílias Vibrionaceae e Aeromonadaceae são
autóctones de ambientes marinhos, encontradas especialmente em ambientes
costeiros e estuarinos, podendo causar doenças em humanos ou em animais e
algumas espécies podem ser agentes de zoonoses (STAPLES, 2000;
PEREIRA et al., 2008; AUSTIN, 2010).
O gênero Vibrio é composto por bactérias Gram-negativas que se
encontram amplamente distribuídas em ambientes costeiros e estuarinos
(FARMER et al., 2005 apud AUSTIN, 2010). Algumas espécies, como V.
15
anguillarum e V. tapetis são bastante associadas a doenças em animais
aquáticos, enquanto outras, como V. cholerae são associadas a doenças em
humanos. Há ainda espécies comuns aos homens e aos animais, potenciais
agentes de zoonoses, como V. alginolyticus, V. harveyi, V. cholerae, V. fluvialis,
V. furnissii, V. mimicus, V. metschnikovii, V. parahaemolyticus e V. vulnificus. A
contaminação de humanos e animais pode ser veiculada pela água ou por
alimentos ou pode ocorrer através de ferimentos em contato com a água
contaminada (AUSTIN, 2010).
Existe
grande
preocupação
com
que
aves
migratórias
sejam
responsáveis por carrear micro-organismos patogênicos para diversas partes
do planeta (HUBÁLEK, 2004; HALPERN et al., 2008). Dentre estes microorganismos carreados, destaca-se o V. cholerae, que pode atingir locais onde a
cólera não ocorre normalmente, culminando em surtos epidêmicos da doença
(HUBÁLEK, 2004).
O gênero Aeromonas foi inicialmente classificado como parte da família
Vibrionaceae, até que ganhou a sua própria família, a Aeromonadaceae,
graças a técnicas moleculares mais modernas (COLWELL et al., 1986; RUIMY
et al., 1994). Esta classificação conjunta a bactérias do gênero Vibrio ocorreu
pela semelhança de fenótipos, de ecossistemas (aquático e organismos de
peixes, répteis e anfíbios) e das características das doenças que causam
(principalmente gastroenterite e septicemia) (JANDA & ABBOTT, 1998).
As principais espécies responsáveis por doenças em humanos são A.
hidrophila, A. caviae e A. veronii biogrupo sobria (JANDA & ABBOTT, 1998). As
bactérias do gênero também podem causar doenças em animais e estes
podem até tornar-se reservatórios de diferentes espécies de Aeromonas. Uma
via de infecção importante para os humanos é a alimentar. As bactérias do
gênero podem estar presentes em vegetais, laticínios e carnes, em especial no
pescado, uma vez que elas habitam ambientes aquáticos (JANDA & ABBOTT,
2010). Esta via de infecção é comum aos homens e a outros animais, incluindo
a ave marinha da qual este estudo trata (MIYASAKA et al., 2006; HALPERN et
al., 2008).
16
2.5 Aves marinhas no papel de sentinelas ecológicas
Aves marinhas são aquelas associadas a ambientes marinhos, sejam
estes áreas costeiras, estuários, alagados ou ilhas oceânicas, alimentando-se
de recursos do mar, como peixes, cefalópodes e crustáceos. São consideradas
marinhas
as
aves
das
ordens
Sphenisciformes,
Procellariiformes,
Pelecaniformes e algumas espécies da ordem Ciconiiformes e Charadriiformes
(algumas espécies destas duas ordens não são consideradas aves marinhas
verdadeiras). Trata-se, geralmente, de animais de vida longa, maturidade
sexual tardia, hábitos coloniais, com poucos filhotes a cada ciclo reprodutivo e
períodos extensos de cuidados com os filhotes, e com adaptações ao meio
marinho, como as gândulas de sal e a coloração de suas penas (SCHREIBER
& BURGER, 2002). As aves marinhas se expõem ao longo da vida a uma
grande quantidade de produtos químicos por via alimentar, já que ocupam
níveis tróficos superiores, sendo vítimas da biomagnificação (BURGER &
GOCHFELD, 2004).
Existe atualmente uma preocupação com a saúde do ambiente por parte
dos governantes, gestores, conservacionistas e do público em geral. Este fato
faz com que se busquem indicadores de status e tendências, relacionados aos
ecossistemas, principalmente o aquático, que é mais vulnerável pelo rápido
movimento de contaminantes (BURGER & GOCHFELD, 2004). Os animais são
utilizados há séculos como indicadores precoces de perigos ambientais, como
era o caso de canários utilizados para detectar escapes de monóxido de
carbono nas minas, já que são mais sensíveis a este gás do que os humanos
(GROVE et al., 2009). Também existe o registro de mortes de aves aquáticas
na Baía de Minamata, no Japão, nos anos 1950, antes das mortes de seres
humanos, tendo estas perdas animais sido um dos primeiros sinais de
contaminação no local (KURLAND et al., 1960 apud DALE et al., 1973). Dito
isto, pode-se perceber que uma forma de monitorar a saúde do ambiente
aquático é a utilização de espécies sentinelas.
Segundo Beeby (2001), espécies sentinelas são aquelas que acumulam
determinado poluente em seus tecidos sem efeitos adversos significativos,
utilizadas para medir a quantidade de poluente biologicamente disponível, o
que é bem diferente da simples medição da quantidade de poluente presente
17
no meio. Alguns fatores relacionados ao meio e ao próprio organismo
influenciam a biodisponibilidade dos poluentes para os organismos.
Como
exemplo de fatores relacionados ao meio, temos: variações de temperatura,
estações do ano, interações com outros poluentes, precipitação, tipo de solo e
sedimento, salinidade e pH. Já os fatores intrínsecos dos organismos são:
idade, tamanho, sexo, dieta, estado nutricional, interação com outras espécies,
níveis de exposição e diferenças genéticas (BEEBY, 2001; SICILIANO et al.,
2005). O termo “espécie sentinela” foi utilizado pela primeira vez na década de
1950, em estudos para detectar e mapear radioatividade, que anos depois
deram origem ao US Mussel Watch Programme (GOLDBERG et al., 1983 apud
BEEBY, 2001).
Beeby (2001) faz a distinção entre os termos “espécies monitoras”,
“espécies indicadoras” e “espécies sentinelas”. Segundo o autor, espécies
monitoras são aquelas que sinalizam determinado impacto através de um
prejuízo de suas funções; espécies indicadoras são capazes de indicar
poluição por suas condições de ausência ou abundância; e espécies sentinelas
são capazes de mapear a biodisponibilidade de um poluente em um
ecossistema, pela fração retida em seus tecidos. Bons organismos sentinelas
são aqueles abundantes, ubíquos, de fácil identificação, com tamanho
suficiente para prover material para análise, com a fisiologia bastante
conhecida, de vida longa e que apresentem um habitat bem definido (BEEBY,
2001; GROVE et al., 2009). Análises de contaminantes em tecidos de animais
vertebrados costumam ser mais eficientes em termos de custo-benefício do
que análises em água, sedimentos ou animais invertebrados (BURGER &
GOCHFELD, 2004).
Diversas espécies de aves marinhas vêm sendo utilizadas há algum
tempo para monitorar a disponibilidade de peixes e poluição nos oceanos. As
aves marinhas podem ser consideradas bons organismos sentinelas por serem
bastante estudadas, conspícuas, ubíquas, abundantes, grandes, de vida longa,
estimadas pelas pessoas e por serem predadoras de topo de cadeia,
característica importante quando se trata de indicar a presença de substâncias
químicas capazes de bioacumular e biomagnificar ao longo da cadeia trófica,
como é o caso dos compostos orgânicos persistentes, como os organoclorados
e os metais-traço. Mudanças inesperadas em quantidade de indivíduos, estado
18
de saúde e sucesso reprodutivo das aves podem ser um alarme de problemas
ambientais. A manifestação tóxica de alguns poluentes em aves marinhas
costuma aparecer no desenvolvimento dos embriões e filhotes, no sucesso
reprodutivo e no comportamento dos filhotes (FURNESS & CAMPHUYSEN,
1997; BURGER & GOCHFELD, 2004; SICILIANO et al., 2005). Como
bioindicadoras, as aves marinhas podem ser utilizadas de diversas formas: seja
pela medição dos níveis de contaminantes em tecidos, por estudos
epidemiológicos dos efeitos a campo, ou por estudos experimentais de dose e
efeito, em laboratórios. Embora estudos em laboratório sejam importantes,
mais importantes são os estudos a campo, com exposições a concentrações
reais e misturas de contaminantes (BURGER & GOCHFELD, 2004; GROVE et
al., 2009).
Os tecidos mais utilizados para a análise de contaminantes nas aves
marinhas são: o sanguíneo, o hepático, o renal, o encefálico e o muscular.
Métodos não-invasivos, como a coleta de penas, podem ser utilizados para a
análise de alguns metais (BURGER & GOCHFELD, 2004).
A partir do momento em que se tem conhecimento do comportamento e
da dieta de determinada espécie sentinela, existe a possibilidade de
extrapolação dos achados para outras espécies, expostas às mesmas fontes
de contaminação. É o caso das aves marinhas, que podem ser utilizadas como
sentinelas de saúde de comunidades marinhas e costeiras, incluindo
comunidades humanas, que consomem proteína de origem marinha e utilizam
o mar de diversas formas (BEEBY, 2001; BURGER & GOCHFELD, 2004).
As aves migratórias a princípio podem não parecer boas espécies
sentinelas, por não serem fiéis a um ambiente específico, mas se o objetivo for
obter dados de ampla escala, é ideal que se trabalhe com elas (FURNESS &
CAMPHUYSEN, 1997). Isso nos mostra que as aves marinhas podem ser
sentinelas em escalas locais, regionais ou globais (BURGER & GOCHFELD,
2004).
2.6 O bobo-pequeno (Puffinus puffinus)
O bobo-pequeno (Puffinus puffinus), também conhecido como pardela,
corva, pardela-sombria, patagarro e petrel-de-Manx, pertence à ordem
19
Procellariiformes, que reúne uma grande parte das aves marinhas. Os
representantes desta ordem são aves pelágicas, encontradas principalmente
no hemisfério sul. Dentro da ordem Procellariiformes existem quatro famílias:
Diomedeidae, à qual pertencem os albatrozes; Pelecanoididae, composta pelos
petréis-mergulhadores; Hydrobatidae, à qual pertencem os painhos e almasde-mestres; e, por fim, Procellariidae, composta por pardelas, petréis, pombasdo-cabo e bobos, incluindo o objeto deste estudo (SICK, 1997; SCHREIBER &
BURGER, 2002).
Os representantes da família Procellariidae são aves oceânicas, sendo a
maioria visitante da costa brasileira há muito tempo, já que fósseis de
procelarídeos foram encontrados em sítios arqueológicos pré-colombianos no
sudeste do Brasil. Algumas espécies de procelarídeos apresentam as colônias
mais numerosas do mundo. Possuem narinas tubulosas, glândula de sal, um
cheiro penetrante de almíscar e voam velozmente pela superfície do oceano,
seguindo uma trajetória sinuosa. Habitam principalmente a plataforma
continental, onde a alimentação é mais rica, aproveitando-se muitas vezes dos
cardumes atraídos por barcos pesqueiros. Orientam-se pelo faro para a
alimentação e para a localização de suas colônias. Muitas espécies são
migratórias, espalhando-se pelos mares antes de se tornarem adultos, com
cinco ou mais anos de idade. Durante esta migração, costumam tentar fugir do
mau tempo, aparecendo em locais atípicos, podendo seguir rios e chegar ao
interior do continente, conforme já registrado com diversas aves da família,
incluindo o Puffinus puffinus (SICK, 1997).
O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) possui em média 35 centímetros de
comprimento. Com seu bico fino, alimenta-se de peixes e cefalópodes e possui
a parte superior do corpo negra e uniforme e a parte inferior branca (Figura 1)
(THOMPSON, 1987; SICK, 1997). Esta espécie atinge a maturidade sexual por
volta dos cinco anos de idade, reproduzindo-se em colônias na Ilha da Madeira,
Açores, nas ilhas do Reino Unido, Ilhas Faroe e Islândia, sendo que as maiores
colônias reprodutivas localizam-se nas ilhas Skomer (com estimadamente
102.000 pares reprodutivos) e Bardsey, no País de Gales e na ilha Rum, na
Escócia (THOMPSON, 1987; SICK, 1997; SMITH et al., 2001; WILSON et al.,
2009). Em 1977, foram encontrados os primeiros ninhos de Puffinus puffinus
em Middle Lawn Island, Newfoundland and Labrador, no Canadá, indicando
20
que estes animais expandiram suas fronteiras reprodutivas, já que antes eram
apenas visitantes e de 1977 até os dias de hoje, vêm reproduzindo-se no local
(STOREY & LIEN, 1985; ROUL, 2010). Antes disso, em 1973, foi reportado o
nascimento de um indivíduo da espécie, em um ninho em Penikese Island,
Massachusetts, nos Estados Unidos, mas esta colônia não seguiu adiante
como a do Canadá (BIERREGAARD JR et al., 1975).
Figura 1: Exemplar de bobo-pequeno descansando em Armação dos Búzios, Rio de Janeiro,
em novembro de 2011. Foto: Carlos Eduardo Amorim.
Durante o inverno setentrional os bobos-pequenos migram ao Atlântico
meridional, onde permanecem em alto-mar durante alguns meses. Neste
período, não é raro vê-los na costa brasileira, um de seus principais destinos,
onde existem registros de interações antrópicas, como a presença de plástico e
partículas de polietileno em seus estômagos e a presença de óleo na superfície
corporal (THOMPSON, 1987; SICK, 1997; GUILFORD et al., 2009; HAMER,
2003 apud GUILFORD et al., 2009, WILSON et al., 2009). Um estudo de
Barbieri (2009) demonstrou que 86% dos Puffinus puffinus recolhidos em Ilha
Comprida, no litoral de São Paulo apresentavam partículas de plástico em seus
estômagos, em quantidades que poderiam ser suficientes para reduzir o
21
volume de alimento na moela ou afetar sua assimilação. Estudos semelhantes
foram conduzidos por Colabuono e colaboradores (2009; 2010), envolvendo
aves recolhidas no Sul do Brasil. No primeiro, a frequência de ocorrência de
plástico em Puffinus puffinus foi de 60% e, no segundo, foi de 17%. Neste, os
autores ainda analisaram os fragmentos e pellets de plástico encontrados no
trato digestivo das aves quanto à presença de PCBs e pesticidas
organoclorados, indicando que estes compostos não só penetram no
organismo das aves através do consumo de peixes contaminados, como
também através de plásticos ingeridos por elas, confundidos com presas. Além
dos problemas de saúde imediatos decorrentes da ingestão de plástico, como
diminuição de assimilação dos alimentos, obstruções e impactações, ainda
existe o risco de contaminação por compostos organoclorados.
A temporada reprodutiva do bobo-pequeno é prolongada, porém a
quantidade de filhotes produzidos é baixa, já que cada casal incuba apenas um
ovo por temporada, em um ninho escavado no solo. A postura de um segundo
ovo na mesma temporada só ocorre se o primeiro for danificado logo no início
da incubação. As aves em reprodução retornam às colônias em fevereiro e
março, preparando seus ninhos e suas reservas corporais. A postura começa
na segunda semana de maio, e o período de incubação dura 51 dias, quando o
macho e a fêmea se revezam sobre o ovo. Quando o filhote nasce, os pais
continuam chocando-o por alguns dias, mas depois de um tempo, eles só são
visitados e alimentados durante a noite, sempre com cuidados biparentais
(THOMPSON, 1987; QUILLFELDT et al., 2004; GRAY et al., 2005). Isto ocorre
para que os pais fiquem menos visíveis a predadores, tendo sido observado
que em períodos de lua cheia chegam a diminuir a frequência de alimentação
da cria (RIOU & HAMER, 2008).
Uma característica interessante da espécie é o enorme acúmulo de
gordura
que
os
recém-nascidos
apresentam.
É
tão
grande
que,
hipoteticamente, estes animais seriam capazes de viajar diretamente do mar da
Irlanda até as águas do Brasil. Com 50 dias de idade, o filhote pesa 1,5 vezes
mais que o adulto e aos 55-70 dias, começa a receber uma quantidade menor
de alimento, para que perca peso (THOMPSON, 1987; SICK, 1997; HAMER &
HILL, 1997; GRAY & HAMER, 2001; RIOU & HAMER, 2010). Este acúmulo
lipídico parece ocorrer para que os recém-nascidos sobrevivam a longos
22
intervalos onde os pais não estejam aptos a alimentá-los, o que faz sentido
quando se tem conhecimento de que estes animais não são alimentados todas
as noites (LACK, 1968 apud HAMER & HILL, 1997; GRAY et al., 2005; RIOU &
HAMER, 2008). No mês de setembro, os filhotes emplumam completamente e
estes indivíduos juvenis migram imediatamente para a costa da América do
Sul. No primeiro ano de vida, eles não retornam às colônias e nos verões
seguintes, começam a passar cada vez mais tempo nas colônias, até que
comecem a se reproduzir, a partir dos cinco anos de idade (THOMPSON,
1987).
A expectativa média de vida de um P. puffinus é de 15 anos, porém um
exemplar de 31 anos foi encontrado morto pela equipe do Grupo de Estudos de
Mamíferos Marinhos da Região dos Lagos (GEMM-Lagos) em 12 de outubro
de 2009 na Praia de Maguinhos, em Armação de Búzios, e em junho de 2003,
um exemplar vivo de 49 anos, 11 meses e 5 dias foi encontrado pelo Copeland
Bird Observatory, em County Down, Irlanda do Norte, sendo este o bobopequeno mais velho registrado no mundo (BTO, 2011; GEMM-Lagos, dados
não publicados).
Como o P. puffinus é longevo, um organismo de topo de cadeia, bem
estudado e um integrador de recursos oceânicos devido a sua migração,
acredita-se que ele possa servir como um bom sentinela de saúde ambiental.
Por atuar em escala global, ele pode ser um bom indicador de mudanças
climáticas e consequentes mudanças na saúde dos oceanos, sendo importante
ressaltar que as populações de bobos-pequenos vêm diminuindo ao longo dos
anos (SHAFFER et al., 2006; GUILFORD et al., 2009).
Alguns autores vêm chamando atenção para diminuição na população
de certas espécies marinhas. Crawford e colaboradores (2011) documentaram
uma diminuição de mais de 60% dos pares reprodutivos de pinguins africanos
(Spheniscus demersus), em um período de apenas oito anos, nas colônias da
África do Sul. Estes autores chegam a usar a palavra colapso para descrever a
situação da espécie, que passou de aproximadamente 56.000 pares
reprodutivos no ano de 2001 para 21.000 pares em 2009. Este estudo propõe
que o impacto antrópico das atividades pesqueiras, que está deslocando os
cardumes de anchova e sardinha (principais itens alimentares da espécie) para
muito longe da costa, seja a principal causa da diminuição de pinguins. Outra
23
redução dramática, documentada por Niles e colaboradores (2008), vem
acontecendo com o maçarico-de-papo-vermelho (Calidris canutus rufa), que
teve sua população reduzida de 100.000 – 150.000 exemplares em 1985 a
18.000 – 33.000 exemplares em 2006. Esta queda populacional rápida não
está muito bem elucidada, mas acredita-se que esteja relacionada à exploração
não-sustentável do caranguejo-ferradura (Limulus polyphemus), na Baía de
Delaware, nos EUA, já que a maioria da população de Calidris canutus rufa
realiza uma parada para se alimentar dos ovos desse crustáceo, nesta Baía,
antes de seguir viagem para o Ártico, para a reprodução. Estes maçaricos são
grandes migradores inter-hemisféricos, deslocando-se do Ártico Canadense à
Patagônia, e retornando, assim como os bobos-pequenos, o que ressalta a
importância de se estudarem estas espécies integradoras de recursos
marinhos dos hemisférios norte e sul.
3. Justificativa
O trabalho visa a utilização do bobo-pequeno (Puffinus puffinus) como
sentinela de saúde e qualidade ambiental, por intermédio de avaliação da
presença de micro-organismos patogênicos e de contaminantes em seus
tecidos (Hg, Cd, Pb, Se, pesticidas organoclorados e PCBs).
O bobo-pequeno alimenta-se de diversas espécies de peixes e
cefalópodes. Se este pescado estiver contaminado por substâncias químicas
ou por patógenos, a contaminação será então detectada nos tecidos dos
animais utilizados para o presente estudo, podendo servir como modelo de
inferência para a contaminação humana, visto que esta espécie também se
alimenta de recursos alimentares marinhos.
Os metais e os organoclorados são poluentes persistentes no ambiente
e possuem características de bioacumulação e, em alguns casos, de
biomagnificação, devendo, por isso, ser avaliados em espécies que ocupam
níveis tróficos superiores, como as espécies de aves marinhas, que já vêm
sendo utilizadas há muito tempo para monitorar poluição.
O bobo-pequeno realiza migrações ao longo do Oceano Atlântico,
portanto é um integrador de recursos oceânicos e, ao ser utilizado como
sentinela, permite a avaliação da condição de saúde de toda essa região, e
24
como da saúde dos oceanos depende a saúde humana, destaca-se a
importância deste estudo no âmbito da Saúde Pública.
4. Pergunta de pesquisa
O bobo-pequeno (Puffinus puffinus) pode ser utilizado para traduzir a
saúde do Oceano Atlântico?
5. Objetivos
5.1 Objetivo geral
-
Avaliar
o
potencial
do
bobo-pequeno
como
sentinela
de
saúde
do Oceano Atlântico.
5.2 Objetivos específicos
- Avaliar a concentração de contaminantes (chumbo, cádmio, mercúrio, selênio,
pesticidas organoclorados e PCBs) em tecidos hepático e muscular de Puffinus
puffinus arribados na costa centro-norte do estado do Rio de Janeiro;
- Comparar os resultados com estudos semelhantes na mesma espécie;
- Avaliar a presença de agentes bacterianos nos animais ainda vivos, arribados
nas praias.
6. Metodologia
6.1 Área de Estudo
As carcaças de bobos-pequenos arribados foram recolhidas a partir de
monitoramentos de praia, no estado do Rio de Janeiro, nos anos de 2005 a
2011, pelo Grupo de Estudos de Mamíferos Marinhos da Região dos Lagos
(GEMM-Lagos). O projeto abrange a região de Saquarema a São Francisco do
25
Itabapoana, no extremo norte do litoral fluminense (Figura 2). As amostras
microbiológicas coletadas de animais vivos são provenientes da mesma área.
Figura 2: Área de estudo, que compreende a região centro-norte do estado do Rio de Janeiro,
incluindo os municípios litorâneos existentes entre Saquarema e São Francisco do Itabapoana.
Adaptado de IBGE, 2011.
O estudo também conta com duas carcaças de bobos-pequenos
recolhidas em Aracruz, no estado do Espírito Santo, no ano de 2011, cedidas
por uma pareceria entre o GEMM-Lagos e a empresa CTA – Serviços em Meio
Ambiente, que cumpre condicionante ambiental imposta pelo IBAMA à
Petrobrás para avaliação dos potenciais impactos causados por atividades de
exploração de petróleo e gás a aves, quelônios e mamíferos marinhos na Bacia
de Campos e no Espírito Santo.
6.2 Recolhimento de Material Biológico
O GEMM-Lagos é um grupo de pesquisadores da Escola Nacional de
Saúde Pública Sérgio Arouca, da Fundação Oswaldo Cruz (ENSP/FIOCRUZ),
que realiza monitoramentos de praia da região centro-norte do litoral do estado
do Rio de Janeiro desde 1999. Desde esta época iniciou-se o recolhimento de
26
material biológico de aves, quelônios e mamíferos marinhos encalhados e
arribados nestes locais, o que levou a uma rotina de monitoramentos de praias,
que se expande cada vez mais. O projeto hoje abrange as áreas litorâneas que
vão de Saquarema até São Francisco do Itabapoana, extremo norte do estado
do Rio de Janeiro.
Para este estudo, foram recolhidas, pelo GEMM-Lagos, carcaças de
bobos-pequenos que ainda não se encontravam em estágio avançado de
decomposição. Estas foram necropsiadas e delas foram coletadas amostras de
musculatura peitoral e de fígado, com o objetivo de pesquisa de contaminantes
(Figura 3). E se por ventura, um bobo-pequeno fosse encontrado vivo, eram
coletadas amostras microbiológicas através de swabs cloacais e orais.
Figura 3: Coleta de musculatura peitoral de um exemplar de Puffinus puffinus para
análise de contaminantes. Foto: Oswaldo Maciel.
No presente estudo, para a pesquisa de contaminantes foram recolhidas
37 carcaças, todas encontradas nas praias nos meses de julho a dezembro dos
anos de 2005 a 2011. A maioria das amostras (68%) é advinda do ano de
2010, durante um evento de acentuada mortalidade nas praias. Os órgãos
internos se decompõem com maior rapidez do que o exterior da carcaça e por
esse motivo, os fragmentos de fígado de 17 destas carcaças não puderam ser
coletados durante a necropsia. Destas, conta-se apenas com os fragmentos de
musculatura peitoral.
Quanto aos swabs, estes foram coletados em duplicata, de onze animais
moribundos nas praias, nos anos de 2009, 2010 e 2012. Em um destes
27
animais, além dos swabs cloacais e orais, também foram coletados swabs de
traquéia e, em outro, também foram coletados swabs oculares.
6.3 Análise de Contaminantes
6.3.1 Análise de Metais
Os
tecidos
recolhidos
para
pesquisa
de
contaminantes
foram
acondicionados em freezers do GEMM-Lagos, a - 20° C. Os fragmentos de
musculatura peitoral (n = 37) e fígado (n = 20) foram analisados no Laboratório
de Absorção Atômica da Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro
(PUC-RIO), a fim de se detectarem as concentrações de mercúrio presentes
nos tecidos, através da técnica de espectrometria de absorção atômica com
vapor frio (CV-AAS); e de cádmio, chumbo e selênio, através da técnica de
espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado (ICP-MS).
6.3.1.1 Determinação de Cádmio, Chumbo e Selênio
A determinação dos níveis de cádmio, chumbo e selênio nas amostras
de musculatura e fígado foi realizada através da técnica de espectrometria de
massas com plasma indutivamente acoplado (ICP-MS).
As amostras foram primeiramente descongeladas, homogeneizadas em
um microprocessador de alimentos Black & Decker® e alocadas em tubos
Falcon de 50 mL, devidamente identificados. Entre as homogeneizações de
amostras diferentes, o aparelho era lavado com detergente Triton® 0,1%, água
deionizada e água mili-Q, a fim de evitar contaminações entre as amostras.
Em seguida, foram pesados aproximadamente 0,5 g de cada amostra,
em triplicata, no caso da matriz muscular; e aproximadamente 0,1 g, em
duplicata, no caso da matriz hepática, que foram acondicionadas em tubos
Falcon de 50 mL. Estas amostras então passaram pelo processo de digestão,
no qual 5 mL de ácido nítrico subdestilado (HNO3) foram adicionados em cada
tubo, no caso da matriz muscular; e, no caso da matriz hepática, 1 mL do ácido
foi adicionado. Os tubos seguiram para um bloco digestor, onde permaneceram
a 80°C até que houvesse a digestão completa do material, processo que
28
durava em torno de uma hora. Foram feitos também nove brancos para cada
matriz (três a cada bateria de amostras que eram acondicionadas no bloco
digestor), que se tratava de tubos Falcon de 50 mL contendo apenas os 5 mL
ou 1 mL de ácido nítrico subdestilado (dependendo da matriz acompanhada
por eles) e que passaram pelo processo de digestão juntamente com os tubos
contendo as amostras, com o objetivo de se atestar que as amostras não
tenham sido contaminadas por metais durante o processo, já que nos brancos
não deveria haver níveis detectáveis destas substâncias.
Após a digestão, as amostras foram mantidas em refrigeração a -4°C,
até o momento da leitura, quando foi adicionada água mili-Q a cada tubo
Falcon, até que o volume de 50 mL fosse completado, no caso da matriz
muscular e, 30 mL, no caso da matriz hepática. Os conteúdos foram então
homogeneizados, e foi realizada a leitura no aparelho ICP-MS (Inductively
Coupled Plasma Mass Spectrometry) 7500 Series Agilent Technologies®,
utilizando-se do argônio como gás de arraste. As concentrações dos metais
foram obtidas por intermédio de comparação com curvas de calibração
externas, realizadas com solução-padrão da Merck®. Os resultados foram
expressos em peso úmido (pu) e em seguida, convertidos a peso seco (ps),
conforme a descrição do item 6.3.1.4 deste trabalho.
Os limites de detecção, na análise da matriz músculo, foram 0,072
mg/kg para selênio, 0,071 mg/kg para cádmio e 0,097 para chumbo. Na análise
da matriz fígado, os limites de detecção foram 0,59 mg/kg para selênio, 0,28
mg/kg para cádmio e 0,009 mg/kg para chumbo.
A diferença admitida entre os resultados das triplicatas ou duplicatas das
amostras não deveria ultrapassar 30%.
6.3.1.2 Determinação de Mercúrio
A determinação dos níveis de mercúrio nas amostras de musculatura e
fígado foi realizada através da técnica de espectrometria de absorção atômica
com vapor frio (CV-AAS).
As etapas de descongelamento e homogeneização foram idênticas
àquelas realizadas para a determinação dos outros metais. Porém, para esta
análise foram pesadas em balança analítica aproximadamente 0,5 g de cada
29
amostra de musculatura, em duplicata; e aproximadamente 0,15 g de cada
amostra de fígado, também em duplicata. Em seguida, o processo de digestão
foi realizado com o uso de 5 mL de solução sulfonítrica, que consiste em ácido
sulfúrico (H2SO4) e ácido nítrico (HNO3), na proporção de 1:1, e pentóxido de
vanádio (V2O5) a 0,1% e com os tubos seguindo para o bloco digestor, onde
permaneceram a 80°C até a completa digestão do material, processo que
durava em torno de 20 minutos. A cada bateria de amostras que passavam
pelo processo de digestão eram feitos dois brancos (tubos contendo apenas os
5 mL de solução sulfonítrica), com o objetivo já explicado anteriormente.
Após a digestão, foi adicionado aos tubos o permanganato de potássio
(KMnO4) a 5%, até que a solução adquirisse uma coloração violeta. Esse
procedimento garante um meio com excesso de oxidante, permitindo que o
mercúrio permaneça na amostra até o momento da leitura, já que se trata de
uma substância bastante volátil. As amostras foram congeladas até o momento
da leitura, não passando de 72 horas para que fossem realizadas leituras sem
perdas de mercúrio. A maioria das amostras foi lida no mesmo dia em que foi
realizada a digestão.
Anteriormente à leitura, a solução redutora de hidroxilamina era
adicionada a cada tubo, até que a solução perdesse a coloração violeta. Em
seguida, adicionava-se água mili-Q até que 50 mL fossem completados e em
seguida a solução era homogeneizada.
A leitura foi realizada em um espectrômetro de absorção atômica com
vapor frio Perkin Elmer 3300, utilizando-se 15 mL de cada solução. O gás de
arraste utilizado para a leitura no equipamento foi o Nitrogênio (N), e o limite de
detecção do método era de 0,02 mg/L. As concentrações de mercúrio foram
obtidas comparando-se os resultados emitidos pelo equipamento com curvas
de calibração externas, feitas com solução-padrão da Merck®. Os resultados
foram expressos em peso úmido (pu) e em seguida convertidos a peso seco
(ps), conforme a descrição do item 6.3.1.4 deste trabalho.
A diferença admitida entre os resultados das duplicatas das amostras
não deveria ultrapassar 30%.
30
6.3.1.3 Garantia de Qualidade
A qualidade dos testes é garantida através de leituras de materiais de
referência (CRM) certificados pelo National Research Council Canada, o
DORM-2 (Dogfish Muscle Certified Reference Material for Trace Metals, ou
seja, músculo de peixe-cão Squalus acanthias) e o DOLT-3 (Dogfish Liver
Certified Reference Material for Trace Metals, ou seja, fígado de peixe-cão
Squalus acanthias). Estes materiais foram utilizados por serem os materiais de
referência existentes mais próximos das matrizes analisadas nesse estudo.
Foram realizadas leituras destes materiais, em triplicata, utilizando-se
dos mesmos equipamentos e processos usados para as análises das
amostras.
As médias dos valores encontrados e os níveis de recuperação são
demonstrados nas Tabelas 1 e 2.
Tabela 1: Análise e recuperação do material de referência (DORM-2) através dos procedimentos
descritos neste estudo.
Elemento
Média dos
Valores
Encontrados
(mg/kg)
0,04
Recuperação
(%)
n
Cd
Valor de
Referência
DORM-2
(mg/kg)
0,043 ± 0,008
97%
3
Hg
4,64 ± 0,26
4,83
104%
3
Pb
0,065 ± 0,007
0,07
104%
3
Se
1,4 ± 0,09
1,39
99%
3
Tabela 2: Análise e recuperação do material de referência (DOLT-3) através dos procedimentos
descritos neste estudo.
Elemento
Valor de
Referência
DOLT-3 (mg/kg)
Recuperação
(%)
n
19,4 ± 0,6
Média dos
Valores
Encontrados
(mg/kg)
17,45
Cd
90%
3
Hg
3,37 ± 0,14
3,17
94%
3
Pb
0,319 ± 0,045
0,29
92%
3
Se
7,06 ± 0,48
6,98
99%
3
31
6.3.1.4 Determinação do Peso Seco
Inicialmente, de cada amostra de tecido muscular foram pesadas
alíquotas de aproximadamente 0,5 g; e de cada amostra de tecido hepático,
alíquotas de aproximadamente 0,2 g. Os tubos contendo as alíquotas seguiram
para a estufa a 60°C por 24 horas. O material foi novamente pesado e a
operação de estufa foi repetida, até que as amostras obtivessem peso
constante. Com este procedimento, foi possível obter um fator de umidade, que
foi aplicado individualmente às concentrações dos metais para que os
resultados fossem convertidos a peso seco.
Em duas amostras de musculatura e em cinco de fígado, a quantidade
de material não foi suficiente para a realização deste procedimento, então uma
média dos fatores de umidade encontrados para cada matriz foi utilizada na
conversão em peso seco destas amostras.
6.3.2
Análise de Compostos Organoclorados
Fragmentos de tecidos musculares de 13 carcaças recolhidas foram
encaminhados ao Laboratório de Química Orgânica Marinha do Instituto
Oceanográfico da Universidade de São Paulo, para a detecção e quantificação
de pesticidas organoclorados e bifenilas policloradas (PCBs). Para isso, foi
utilizado o procedimento descrito por MacLeod e colaboradores (1986),
otimizado no laboratório para a análise em tecidos de aves.
Os pesticidas organoclorados analisados foram α-hexaclorociclohexano
(α-HCH), β-hexaclorociclohexano (β-HCH), γ-hexaclorociclohexano (γ-HCH), δhexaclorociclohexano
(δ-HCH),
hexaclorobenzeno
(HCB),
heptacloro,
heptacloro epóxido A, oxiclordana, heptacloro epóxido B, γ-clordana, αclordana, aldrin, isodrin, dieldrin, endrin, dicloro-difenil-tricloroetano (op' DDT,
pp' DDT) e seus metabólitos, dicloro-difenil-dicloroetileno (op' DDE, pp' DDE) e
dicloro-difenil-dicloroetano (op' DDD, pp' DDD), endosulfan II, metoxicloro e
mirex.
Os congêneres de bifenilas policloradas (PCBs) analisados foram PCB
8, PCB 28, PCB 31, PCB 33, PCB 44, PCB 49, PCB 52, PCB 56/60, PCB 66,
PCB 70, PCB 74, PCB 77, PCB 81, PCB 87, PCB 95, PCB 97, PCB 99, PCB
32
101, PCB 105, PCB 110, PCB 114, PCB 118, PCB 123, PCB 126, PCB 128,
PCB 132, PCB 138, PCB 141, PCB 149, PCB 151, PCB 153, PCB 156, PCB
157, PCB 158, PCB 167, PCB 169, PCB 170, PCB 174, PCB 177, PCB 180,
PCB 183, PCB 187, PCB 189, PCB 194, PCB 195, PCB 203, PCB 206 e PCB
209. Estes congêneres se diferenciam pelo grau de halogenação e pela
posição do cloro na molécula (Storelli et al., 2003), o que é demonstrado na
Tabela 3.
Tabela 3: Diferenciação dos PCBs em função de seu grau de halogenação.
Grau de Halogenação
Congêneres de PCBs
Cl 1
PCB 1 – 3
Cl 2
PCB 4 – 15
Cl 3
PCB 16 – 39
Cl 4
PCB 40 – 81
Cl 5
PCB 82 – 127
Cl 6
PCB 128 – 169
Cl 7
PCB 170 – 193
Cl 8
PCB 194 – 205
Cl 9
PCB 206 – 208
Cl 10
PCB 209
Fonte: Adaptada de Lavandier (2011).
6.3.2.1 Cuidados Analíticos
A vidraria utilizada foi previamente lavada com detergente e enxaguada
em água corrente. Depois de seca, foi coberta com alumínio e levada à mufla
por quatro horas, a 450°C. As vidrarias volumétricas que não podiam ser
mufladas e as colunas de purificação foram enxaguadas com água corrente e
lavadas com hexano/diclorometano (1:1, v/v) e n-hexano.
A água utilizada na desativação da sílica e da alumina foi purificada por
extração com n-hexano, repetida por cinco vezes. O sulfato de sódio anidro, a
sílica gel e a alumina foram calcinados por quatro horas, a 450°C, e mantidos
em dessecador até o momento de serem usados.
33
6.3.2.2
Soluções Padrões
Foram utilizadas soluções de organoclorados AccuStandard®. Três tipos
de soluções foram preparadas a partir dos padrões certificados: as misturas
com os padrões externos (uma para PCBs e uma para pesticidas), os
surrogates e o padrão interno.
A mistura de PCBs continha 51 congêneres, com compostos contendo
de 2 a 10 átomos de cloro (numeração IUPAC: 8, 18, 28, 31, 33, 44, 49, 52, 56,
60, 66, 70, 74, 77, 81, 87, 95, 97, 99, 101, 105, 110, 114, 118, 123, 126, 128,
132, 138, 141, 149, 151, 153, 156, 157, 158, 167, 169, 170, 174, 177, 180, 183,
187, 189, 194, 195, 199, 203, 206 e 209).
A mistura de pesticidas continha os DDTs e os seus metabólitos (o,p’DDD, p,p’-DDD, o,p’-DDE, p,p’-DDE, o,p’-DDT, p,p’-DDT), HCHs (α-HCH, βHCH, γ-HCH (lindano), δ-HCH), clordanas (γ-clordana, α-clordana), drins
(aldrin, isodrin, dieldrin, endrin), heptacloro, heptacloro epóxido A e B,
endosulfan I e II, metoxicloro, HCB e mirex.
Ambas as misturas possuíam concentração de 1,0 ng/µL.
A solução dos surrogates continha o PCB 103 e o PCB 198 e a solução
de padrão interno (PI) continha o composto TCMX (2,3,5,6-tetracloro-m-xileno),
todas em concentração de 1,0 ng/μL.
6.3.2.3
Curva Analítica
Para cada grupo (PCBs e pesticidas organoclorados) foi utilizada uma
curva analítica contendo nove concentrações (1, 5, 10, 20, 50, 80, 100, 150 e
200 pg/μL), para que fosse realizada a quantificação dos compostos. O
coeficiente de correlação para as curvas era maior ou igual a 0,995.
A partir dos tempos de retenção no cromatograma, a identificação dos
pesticidas e dos PCBs foi realizada. Para os PCBs, além dos tempos de
retenção, também foram utilizados os íons de quantificação e os íons de
confirmação. Já as concentrações dos compostos, estas foram obtidas através
das razões entre os surrogates e os compostos de interesse, baseada nas
curvas analíticas.
34
6.3.2.4
Preparo das Amostras
Para a análise de organoclorados, foram enviados ao laboratório
aproximadamente 2,5 gramas de cada uma das amostras musculares,
liofilizadas.
6.3.2.4.1
Extração
Cada amostra tecidual foi macerada com cerca de 10 gramas de sulfato
de sódio anidro. Em cada uma das amostras, foi adicionado 100 µL de cada um
dos surrogates (PCB 103 e PCB 198).
As amostras foram extraídas em Soxhlet por 8 horas, com 80 mL de nhexano e diclorometano (1:1, v/v). O extrato foi concentrado a 1,0 mL, de onde
foi retirado 0,1 mL para a estimativa de lipídios.
6.3.2.4.2
Purificação
As amostras foram submetidas à cromatografia de adsorção em uma
coluna contendo 16 gramas de alumina sobre 8 gramas de sílica, ambas 5%
desativadas com água. No topo da coluna, foi adicionado aproximadamente 1,5
cm de sulfato de sódio. As amostras foram eluídas com 80 mL de
diclorometano e n-hexano 50%.
Este procedimento elimina alguns lipídios, pigmentos e partículas da
amostra, mas no caso de amostras biológicas, não é suficiente para a retirada
total de lipídios, sendo necessária nova etapa de purificação. Por isso, depois
do procedimento descrito, as amostras foram concentradas a 0,5 mL e
submetidas à cromatografia a líquido de alta eficiência (HPLC), com a
utilização de diclorometano como eluente, a um fluxo de 5 mL/min. Duas
colunas de exclusão por tamanho para cromatografia de permeação em gel
foram utilizadas: a pré-coluna foi a Phenogel 100 A, com 7,8 x 50 mm; e a
coluna, a Phenogel 100 A com 22,5 x 250 mm da Phenomenex®.
Durante a corrida em HPLC, foram coletadas duas frações de cada uma
das amostras: a primeira, contendo lipídios, do início da corrida até
aproximadamente 29,5 minutos, posteriormente descartada; e a segunda, de
35
29,5 até 43 minutos, contendo os compostos de interesse para análise. Esta foi
concentrada e recuperada em n-hexano e o padrão interno TCMX foi
adicionado, obtendo-se volume final de 0,9 mL.
6.3.2.5
Estimativa da quantidade de lipídios extraíveis
Este procedimento foi realizado por análise gravimétrica. Foi retirada
uma alíquota de 0,1 mL do extrato concentrado. Esta foi acondicionada em
pequenos frascos vítreos, previamente pesados. Cada frasco foi novamente
pesado após a evaporação total. A diferença entre os pesos foi utilizada no
cálculo da percentagem de lipídios, cuja equação utilizada foi:
Lipídios extraíveis = __resíduo (mg) x volume total do extrato (mL)__
vol. alíquota (mL) x quant. amostra extraída (g)
6.3.2.6
Análise dos compostos por cromatografia em fase
gasosa
Para análise de PCBs, os extratos foram injetados em um cromatógrafo
a gás acoplado a um espectrômetro de massas (CG-MS) com impacto de
elétrons 5973N da Agilent Technologies®. O equipamento funcionou no modo
de monitoramento seletivo de íons (SIM) (70eV). Uma coluna capilar de 5%
fenil metilsiloxana, com 30 m de comprimento, 0,25 mm de diâmetro interno e
0,25 µm de espessura de filme foi utilizada. O gás de arraste foi o hélio, com
fluxo constante de 1,1 mL/min e o volume de injeção foi de 1 μL no modo sem
divisão de fluxo (splitless). As temperaturas no GC-MS na interface, na fonte e
no quadrupolo foram, respectivamente de 280°C, 300°C e 200°C.
A rampa de temperatura utilizada na separação dos PCBs teve início em
75°C, sendo esta temperatura mantida por 3 minutos e, após este tempo, a
temperatura subia a uma taxa de 15ºC/min até atingir 150ºC. Ao chegar a esta
temperatura, a temperatura passou a ser elevada a uma taxa de 2ºC/min até
alcançar a temperatura de 260ºC. Por fim, a temperatura foi elevada até 300ºC
a uma taxa de 20ºC/min e permaneceu estável por 1 minuto.
36
Já os pesticidas organoclorados, estes foram analisados em um
cormatógrafo a gás acoplado a detector de captura de elétrons (CG-ECD)
6890N da Agilent Technologies®. Foi utilizada uma coluna capilar igual a que
foi descrita para PCBs. O gás de arraste utilizado foi o hidrogênio (pressão
constante de 40 kPa a 100°C) e o nitrogênio foi o gás auxiliar (make up), com
fluxo de 60 mL/min. O volume injetado foi de 2 µL no modo sem divisão de
fluxo
(splitless).
As
temperaturas
do
injetor
e
do
detector
foram,
respectivamente, de 280°C e 320°C.
A rampa de temperatura utilizada para a separação dos pesticidas
organoclorados teve início em 70°C, permanecendo nesta temperatura por 1
minuto. Depois a temperatura subia a uma taxa de 40°C/min, até atingir 170°C,
e então passava a subir 1,5°C/min, até a temperatura de 230°C, na qual
permaneceu por um minuto e então foi subindo a 20°C/min até 300°C,
temperatura mantida por 5 minutos.
6.3.2.7
Controle de qualidade
Para verificar a precisão e a exatidão das análises, foi feito um controle
de qualidade contendo um branco, um branco fortificado, uma matriz e sua
duplicada, uma matriz fortificada e um material de referência certificado,
conforme os critérios de Wade e Cantillo (1994). O branco mostrava a
possibilidade de haver contaminação; a duplicata servia para avaliar a
homogeneidade da amostra e a precisão analítica do método, já que a
diferença entre os resultados da amostra original e da duplicata nunca deveria
ultrapassar 25%; e a matriz fortificada foi utilizada no intuito de verificar a
eficiência do método com influência da matriz a ser analisada.
O material de referência certificado (CRM) utilizado foi o SRM 1945
(Standard Reference Material 1945 – Organics in Whale Blubber), do NIST
(National Institute of Standards and Technology), que trata-se de um
homogeneizado de tecido adiposo subcutâneo de baleia-piloto (Globicephala
sp.). Todos os compostos analisados apresentaram-se dentro da faixa
aceitável, apresentada no certificado.
Os surrogates foram adicionados a todas as amostras. Na matriz
fortificada e no branco fortificado foram adicionados 50 µL de cada uma das
37
misturas contendo os compostos a serem analisados (PCBs e pesticidas), a
uma concentração de 1 ng/µL. O objetivo era o de corrigir as variações, já que
a recuperação deveria estar entre 50 e 120%, caso contrário, a análise seria
repetida.
As recuperações médias dos surrogates PCB 103 e PCB 198 foram de
85% e 90%, respectivamente. A recuperação dos padrões de PCBs no branco
fortificado variou entre 90 e 119% e, na amostra certificada, entre 88 e 115%.
Para os pesticidas, a variação foi de 69 a 101% no branco e de 67 a 114% na
amostra. Ou seja, todos apresentaram recuperações satisfatórias.
6.4 Análises Microbiológicas
As amostras microbiológicas foram coletadas cuidadosamente, a fim de
evitar contaminações externas e encaminhadas, em meio de transporte CaryBlair, ao Laboratório de Referência Nacional de Enteroinfecções Bacterianas
do
Instituto
Oswaldo
Cruz,
na
Fundação
Oswaldo
Cruz
(LRNEB/IOC/FIOCRUZ), em um período máximo de quatro dias. O objetivo foi
realizar a cultura e o isolamento de bactérias dos gêneros Aeromonas e Vibrio,
importantes no meio marinho.
No laboratório, as amostras foram semeadas em Água Peptonada
Alcalina (APA), contendo 1% de NaCl e incubadas a 37°C, por 18 a 24 horas.
Em seguida, foi realizada a semeadura em Ágar de Tiossulfato, Citrato, Bílis e
Sacarose (TCBS), seletivo para o isolamento e o cultivo de bactérias do gênero
Vibrio; e Ágar de Glutamato Amido Vermelho de Fenol (GSP), seletivo para
bactérias dos gêneros Aeromonas e Pseudomonas. Depois, foi realizada a
incubação a 37°C over night.
As colônias suspeitas, fermentadoras ou não de sacarose, foram
repicadas para os meios de triagem (Ágar de ferro de Kligler e Ágar de
ferro lisina) e para Ágar Nutriente, acrescido de 1% de Cloreto de Sódio (NaCl).
Em seguida, foram realizados testes bioquímicos, visando o isolamento das
bactérias das famílias Vibrionaceae e Aeromonadaceae, segundo Noguerola e
Blanch (2008) e Janda e Abbott (2010), respectivamente.
38
6.5 Análise estatística
A análise estatística do presente trabalho foi realizada com o auxílio do
software SPSS Statistics 17.0®.
Os resultados das análises de metais, dos compostos organoclorados e
bacteriológicas foram trabalhados separadamente.
No caso dos metais, as variáveis utilizadas foram: ano, praia e município
de obtenção das amostras e as concentrações de cada um dos elementos
metálicos em tecido muscular e hepático.
Primeiramente, foi realizada a estatística descritiva básica, calculando-se
os valores de média, desvio-padrão e valores máximos e mínimos, no caso das
variáveis quantitativas. No caso das variáveis qualitativas, a estatística
descritiva básica, consistiu em cálculo das frequências dos dados. Como no
ano de 2010 houve elevada mortalidade de P. puffinus na área de estudo, a
estatística básica descritiva foi repetida, porém com a utilização apenas das
amostras recolhidas no ano em questão.
Em seguida, os dados foram testados quanto à distribuição normal
através do teste de Shapiro-Wilk. A distribuição normal foi observada nas
variáveis: concentração de mercúrio em tecido muscular e em tecido hepático e
concentração de selênio em tecido muscular; e a distribuição não-normal, nas
variáveis: ano, praia, município, concentração de selênio em tecido hepático,
concentração de cádmio em tecido muscular e hepático e concentração de
chumbo em tecido muscular e hepático. Como a maior parte das variáveis
apresentava distribuição não-normal, optou-se pela utilização dos testes nãoparamétricos. Então, o teste de qui-quadrado de Pearson (X²) foi utilizado para
verificar a existência ou não de diferenças estatisticamente significativas entre
as variáveis: ano e as concentrações dos elementos. Já o coeficiente de
correlação de Spearman (ρ), foi utilizado para verificar a força de associação
entre as variáveis: concentração de um mesmo elemento em tecido muscular e
hepático; e as relações interelementares.
No caso dos compostos organoclorados, as variáveis foram: ano e as
concentrações de cada um dos compostos em tecido muscular. Os compostos
que se apresentavam abaixo do limite de detecção em todas as amostras
foram descartados da análise estatística (exceto da estatística descritiva
39
básica). Foram eles: α-HCH, β-HCH, γ-HCH, δ-HCH, Heptacloro, γ-clordana, αClordana, Aldrin, Isodrin, Endrin, op' DDE, op' DDD, pp' DDT, Endosulfan II,
Metoxicloro, PCB 8, PCB 28, PCB 31, PCB 33, PCB 52, PCB 44, PCB 70, PCB
95, PCB 97, PCB 81, PCB 77, PCB 110, PCB 123, PCB 114, PCB 132 e PCB
169.
A estatística básica e o teste da normalidade foram realizados da
maneira já descrita para os metais. As variáveis concentrações dos compostos
HCB, Heptacloro Epóxido A, Dieldrin, pp´ DDE, op´ DDT e Mirex apresentaram
distribuição normal, pelo teste de Shapiro-Wilk, enquanto as variáveis ano e as
concentrações dos compostos Oxiclordana, Heptacloro Epóxido B, pp´ DDD e
todos os PCBs apresentaram distribuição não-normal. Por isso, optou-se pela
utilização de testes não-paramétricos. O teste de qui-quadrado de Pearson (X²)
foi utilizado para verificar a existência ou não de diferenças estatisticamente
significativas entre as variáveis: ano e concentração dos compostos. Também
foi realizada a estatística descritiva básica apenas dos espécimes recolhidos no
ano de 2010.
Por último, no caso das análises bacteriológicas, a frequência de
isolamento de Vibrio spp. e de Aeromonas spp. foi calculada, além da
frequência de cada espécie isolada.
7. Resultados e Discussão
7.1 Ano, praias e municípios de proveniência das amostras
Conforme já descrito anteriormente, 68% das amostras foram recolhidas
no ano de 2010. Além disso, 18% das amostras eram provenientes de
arribamentos ocorridos no ano de 2011; 8% de 2009; 3% de 2006; e 3% de
2005.
Quanto às praias, a maioria das carcaças foi encontrada na Praia de
Manguinhos, em Armação dos Búzios (36%), seguida da Praia da Marinha,
Cabo Frio (17%); Praia Rasa, Armação dos Búzios (17%); Praia do Peró, Cabo
Frio (6%); Praia Grande, Arraial do Cabo (6%); Praia do Sonho, São Francisco
de Itabapoana (6%); Praia de Tucuns, Armação dos Búzios (2%), Praia da
Figueira, Arraial do Cabo (2%); e Praia Seca, Araruama (2%); além das
40
amostras cedidas da Praia do Coqueiral, Aracruz, Espírito Santo (6%) (Figuras
4 e 5).
Dito isto, quanto ao município, percebe-se que a maioria das amostras
provém de Armação dos Búzios (56%), seguida de Cabo Frio (22%); Arraial do
Cabo (8%); São Francisco do Itabapoana (6%); Aracruz (6%); e Araruama (2%)
(Figura 6).
Figura 4: Distribuição das carcaças de Puffinus puffinus (n=37) utilizadas no estudo por
praia, onde BZ = Armação dos Búzios, CF = Cabo Frio, ARCZ = Aracruz, AC = Arraial do Cabo,
AR = Araruama e SFI = São Francisco do Itabapoana.
41
Figura 5: Distribuição das praias de obtenção das carcaças de Puffinus puffinus (n=37),
por ano, onde BZ = Armação dos Búzios, CF = Cabo Frio, ARCZ = Aracruz, AC = Arraial do
Cabo, AR = Araruama e SFI = São Francisco do Itabapoana.
Figura 6: Distribuição das carcaças de Puffinus puffinus recolhidas para o estudo por município
(n=37).
42
7.2 Comprimento total e envergadura das aves
A média do comprimento total das aves utilizadas neste estudo (n=37)
foi de 32,88 cm, com desvio padrão de 0,49. O valor mínimo encontrado foi de
30 cm e o máximo de 36 cm.
Já a média da envergadura, foi de 72,24 cm, com desvio padrão de 0,52.
O valor mínimo encontrado foi de 69 cm e o máximo de 76 cm.
7.3 Período de arribamento das aves
As aves utilizadas no presente estudo (n=37) arribaram entre os meses
de julho e dezembro. A maioria das aves (43%) foi recolhida na segunda
quinzena de setembro, seguida pela primeira quinzena de setembro (22%),
segunda quinzena de dezembro (13%), primeira e segunda quinzenas de
outubro (5% cada), primeira quinzena de julho (3%), primeira quinzena de
agosto (3%) e primeira e segunda quinzenas de novembro (3% cada). Não
houve arribamentos na segunda quinzena de julho, na segunda quinzena de
agosto e nem na primeira quinzena de dezembro (Figura 7).
Figura 7: Período de recolhimento das amostras de Puffinus puffinus (n=37) na costa centronorte fluminense e em Aracruz-ES, entre 2005 e 2011.
43
Em um estudo brasileiro revisando as recapturas de aves marinhas
visitantes anilhadas, Olmos (2002) relatou a recaptura de 150 bobos-pequenos
ao longo do território brasileiro e uruguaio, de 1953 a 2002, todos procedentes
de ilhas britânicas. Os litorais sul e sudeste do Brasil contaram com a maior
parte das aves recuperadas e apesar da espécie ter sido recapturada em todos
os meses do ano, o estudo demonstra um pico de recapturas de setembro a
dezembro, assim como no presente estudo. O estudo demonstra que as aves
mais velhas tendem a chegar primeiro ao Brasil do que as aves mais jovens.
Outro estudo semelhante, porém envolvendo também outras aves que
não marinhas e abordando somente o território brasileiro, entre 1927 e 2006,
Mestre e colaboradores (2010) destacaram o P. puffinus como a segunda ave
mais recuperada neste período, no Brasil, com 172 registros. Todas as aves
eram provenientes do Reino Unido e foram recuperadas principalmente nas
regiões sul e sudeste. Os registros de recapturas envolvem quase todos os
meses, porém com pico de setembro a dezembro, com a maioria dos
indivíduos sendo recapturados mortos. Os autores descrevem a migração da
espécie como regular e anual e ainda encontram uma segregação temporal de
migração, com os adultos tendendo a chegar mais cedo nos locais de
invernada do que os juvenis, ratificando a afirmação de Olmos (2002).
Em estudo semelhante aos anteriores, porém mais antigo, LaraRezende (1983) registrou a recuperação de 83 exemplares de P. puffinus em
território brasileiro até 1980. Todos os animais foram anilhados no Reino Unido,
mas a autora não demonstrou a separação das recuperações através dos
meses do ano.
Em censos de aves marinhas realizado no litoral do Rio Grande do Sul,
Petry e Fonseca (2002) encontraram 61 P. puffinus mortos e a frequência de
ocorrência foi maior nos meses de outubro e novembro. Algumas destas
carcaças apresentavam sinais de impactos antrópicos: presença de óleo,
marcas de interação com a pesca e/ou presença de materiais sintéticos no
conteúdo estomacal.
44
7.4 Análise de contaminantes
7.4.1 Análise de metais
Os espécimes avaliados obtiveram uma média de concentração de
mercúrio em tecido muscular de 1,23 mg/kg, com desvio padrão de 0,53 e
mediana de 0,97 mg/kg. O valor mínimo encontrado foi de 0,47 mg/kg e o
máximo de 2,31 mg/kg. Quanto a concentração de mercúrio em tecido
hepático, a média encontrada foi de 7,19 mg/kg, com desvio padrão de 3,37 e
mediana de 7,22 mg/kg. O valor mínimo encontrado foi de 1,16 mg/kg e o
máximo de 14,22 mg/kg (Figura 8).
Figura 8: Concentrações de mercúrio em tecido muscular (n=37) e hepático (n=20) de
Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em Aracruz-ES, entre
2005 e 2011.
Os espécimes obtiveram uma média de concentração de selênio em
tecido muscular de 7,98 mg/kg, com desvio padrão de 3,68, mediana de 7,4
mg/kg e valores mínimo e máximo de, respectivamente, 3,17 mg/kg e 19,01
mg/kg. A média de concentração de selênio em tecido hepático foi de 34,66
45
mg/kg, com desvio padrão de 20,14, mediana de 27,72 mg/kg, com valores
mínimo e máximo de, respectivamente, 10,56 mg/kg e 75,20 mg/kg (Figura 9).
Figura 9: Concentrações de selênio em tecido muscular (n=37) e hepático (n=20) de
Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em Aracruz-ES, entre
2005 e 2011.
Quanto ao cádmio, a média da concentração em tecido muscular foi de
1,11 mg/kg, com desvio padrão de 1,72, mediana de 0,32 mg/kg, com valor
mínimo abaixo do limite de detecção e valor máximo de 8,94 mg/kg. No tecido
hepático, a média de concentração de cádmio foi de 22,33 mg/kg, com desvio
padrão de 25,46, mediana de 16,25 mg/kg, com resultados variando entre 2,31
mg/kg e 113,01 mg/kg (Figura 10).
46
Figura 10: Concentrações de cádmio em tecido muscular (n=37) e hepático (n=20) de
Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em Aracruz-ES, entre
2005 e 2011.
Por último, a média da concentração de chumbo em tecido muscular foi
de 0,16 mg/kg, com desvio padrão de 0,09, mediana idêntica à média, com
valor mínimo abaixo do limite de detecção e valor máximo de 0,43 mg/kg. No
tecido hepático, a média da concentração de chumbo foi de 0,1 mg/kg, com
desvio padrão de 0,06, mediana de 0,07 mg/kg e valores variando entre 0,036
mg/kg e 0,28 mg/kg (Figura 11).
47
Figura 11: Concentrações de chumbo em tecido muscular (n=37) e hepático (n=20) de
Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em Aracruz-ES, entre
2005 e 2011.
Os achados deste trabalho, em relação ao mercúrio, encontram-se em
conformidade com a bibliografia mundial. A média da concentração de mercúrio
em tecido hepático de P. puffinus no presente estudo é um pouco mais alta do
que a média encontrada nesta espécie por Dale e colaboradores (1973), mas,
em contrapartida, é um pouco mais baixa em comparação com o estudo de
Osborn e colaboradores (1979). No entanto, o valor máximo encontrado no
presente estudo é mais alto do que o valor máximo descrito por Osborn e
colaboradores (1979) (Tabela 4). Quando se trata do tecido muscular, a média
da concentração do presente estudo é um pouco mais alta do que a média
encontrada naquele estudo (Tabela 5). Tais comparações sugerem não ter
havido muita variação nas concentrações de mercúrio em tecidos de P.
puffinus da década de 1970 até os dias atuais.
A média dos níveis hepáticos de cádmio no presente trabalho é mais alta
do que a média descrita por Osborn e colegas (1979) e também mais alta do
que a média de Garcia (2008) (Tabela 4). Tal fato ocorre principalmente por
conta de outliers na determinação do metal em questão. Se, ao invés da média,
a mediana fosse considerada, ter-se-ia uma medida de tendência central de
48
16,25 mg/kg, valor idêntico à média relatada pelos primeiros autores e até um
pouco inferior à média encontrada por Garcia (2008). Em relação ao cádmio
muscular, a média encontrada é menor do que as médias encontradas nos
estudos de Osborn e colaboradores e de Garcia, porém, novamente ocorre o
que foi descrito para o mercúrio, com relação aos valores máximos
encontrados (Tabela 5).
É interessante a comparação com o trabalho de Garcia (2008) visto que
este também foi realizado com P. puffinus em migração pelo Brasil. Os
resultados apresentados foram semelhantes.
Tabela 4: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio, selênio, cádmio e
chumbo em tecido hepático, reportadas em estudos envolvendo Puffinus puffinus.
Estudos (P.
[Hg] (ps)
[Se] (ps)
[Cd] (ps)
[Pb] (ps)
Local do
puffinus)
(mg/kg)
(mg/kg)
(mg/kg)
(mg/kg)
Estudo
Litoral centro-
Presente
7,19 ± 3,37
34,66 ± 20,14
22,33 ± 25,46
0,1 ± 0,06
norte
estudo
(1,16 - 14,22)
(10,56 -
(2,31 -
(0,036 - 0,28)
fluminense e
75,20)
113,01)
Aracruz –
ES, Brasil
Dale et al.,
5,15 ± 0,3
1973
(4,6 - 5,7)
Hébridas,
-
-
-
Escócia
Arquipélago
Osborn et
10,2 ± 1,7
al., 1979
(5,66 - 13,9)
16,2 ± 2,94
-
(10,6 - 24,4)
de Saint
-
Kilda,
Escócia
17,67 ± 4,06
Garcia, 2008
-
-
(11,11 21,37)
Praia do
-
Cassino, RS,
Brasil
ps = peso seco
49
Tabela 5: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio, selênio, cádmio e
chumbo em tecido muscular, reportadas em estudos envolvendo Puffinus puffinus.
Estudos (P.
[Hg] (ps)
[Se] (ps)
[Cd] (ps)
[Pb] (ps)
Local do
puffinus)
(mg/kg)
(mg/kg)
(mg/kg)
(mg/kg)
Estudo
Litoral centro-
Presente
1,23 ± 0,53
7,98 ± 3,68
1,11 ± 1,72
0,16 ± 0,09
norte
estudo
(0,47 - 2,31)
(3,17 - 19,01)
(<LD - 8,94)
(<LD - 0,43)
fluminense e
Aracruz –
ES, Brasil
Arquipélago
Osborn et
0,912 ± 0,25
al., 1979
(0,349 - 1,56)
-
2,73 ± 0,752
-
(0,495 - 3,64)
de Saint
Kilda,
Escócia
1,96 ± 1,38
Garcia, 2008
-
-
(1,20 - 4,40)
Praia do
-
Cassino, RS,
Brasil
<LD = abaixo do limite de detecção; ps = peso seco
A partir deste momento, comparações com estudos em outras espécies
do mesmo gênero, com hábitos semelhantes serão feitas.
Muirhead e Furness (1988) e Thompson e Furness (1989), em estudos
envolvendo as espécies Puffinus gravis e Puffinus assimilis, no arquipélago
de Tristão da Cunha, no Atlântico Sul, encontraram resultados de
concentração de mercúrio menores do que os apresentados no presente
estudo (Tabelas 6 e 7). Tal fato pode se dever às diferenças de habitat, visto
que as colônias das espécies citadas encontram-se no Arquipélago de Tristão
da Cunha, local onde a contaminação por metais praticamente não existe, em
contrapartida com as colônias de P. puffinus, no Reino Unido, berço da
Revolução Industrial, área bem mais contaminada (Muirhead & Furness,
1988).
No estudo de Muirhead e Furness (1988), as concentrações de cádmio
também foram mensuradas nas espécies citadas e encontram-se bem
maiores (quase o dobro) do que a concentração do metal no presente estudo
(Tabela 7). Os autores chamam atenção para o fato de que as concentrações
de cádmio costumam ser maiores em espécies que têm grande parte de sua
alimentação constituída por cefalópodes, uma vez que estes animais tendem
a acumular o elemento em seus tecidos e são importantes vetores de
50
transferência de cádmio dentro da cadeia trófica (MARTIN & FLEGAL, 1975;
BUSTAMANTE et al., 1998; DORNELES et al., 2007). É o caso das espécies
de Puffinus spp. apresentadas pelos autores, naquele habitat.
O P. puffinus, nas colônias do Reino Unido, se alimenta de lulas
pequenas, principalmente juvenis da família Ommastrephidae, e de peixes
com mais de 80 mm, onde os principais são galeotas, espadilhas e
exemplares juvenis de arenque. A proporção de peixes na dieta parece
aumentar, em relação à proporção de lulas, no período de cria dos filhotes
(THOMPSON, 1987). Dados mais recentes das colônias canadenses
mostram que o P. puffinus alimenta-se principalmente de peixes, em sua
maioria da espécie Mallotus villosus (BUNDY et al., 2000). Em um estudo
brasileiro, Petry e colaboradores (2008) demonstraram que os cefalópodes
estavam presentes em 56% dos estômagos de P. puffinus analizados, sendo
a principal espécie a Argonauta nodosa; e os peixes, em 52% dos
exemplares, sendo Paralonchurus brasiliensis a principal espécie. Então, a
ingestão de lulas pode explicar os níveis de cádmio encontrados no presente
estudo, porém as espécies do estudo de Muirhead e Furness (1988) parecem
alimentar-se de uma proporção maior de cefalópodes ou de cefalópodes de
espécies que acumulem uma concentração maior de cádmio. Os autores
citam a importância dos cefalópodes na alimentação das espécies de Puffinus
spp. da região do Arquipélago de Tristão da Cunha. Essa diferença entre os
itens alimentares de P. gravis e P. puffinus é demonstrada no estudo de Petry
e colaboradores (2008).
Outra suposição é de que os espécimes do estudo de Muirhead e
Furness (1988) fossem mais velhos do que os espécimes do presente estudo,
uma vez que o cádmio tende a acumular com a idade (NORHEIM, 1987).
Como não se tem dados da idade dos animais neste estudo, não se pode
afirmar esta relação.
Os níveis de cádmio em P. gravis se mostraram acima dos níveis
encontrados em P. puffinus no presente trabalho também no estudo de Garcia
(2008), conduzido no litoral do Rio Grande do Sul (Tabela 6). A autora
compara os níveis nas duas espécies e o P. gravis apresenta valores um
pouco maiores em comparação com o P. puffinus.
51
Em um estudo no Brasil, envolvendo apenas exemplares da espécie P.
gravis, Barbieri e colaboradores (2007) encontraram uma quantidade ainda
menor de cádmio do que a apresentada neste trabalho (Tabela 6). O estudo
comparou os resultados em tecidos de exemplares adultos e juvenis e
encontrou maior concentração em exemplares adultos, como era de se
esperar, visto que o acúmulo deste metal nos tecidos é dependente da idade
(MUIRHEAD & FURNESS, 1988). As concentrações de chumbo encontradas
por Barbieri e colaboradores (2007) foram baixas, em conformidade com o
presente trabalho. Os níveis de chumbo nas cadeias alimentares marinhas
parecem ser mesmo pequenos e, além disso, os níveis parecem decair ao
longo da cadeia trófica, fenômeno chamado de biodiluição (JOAHNSEN et al.,
2000; CHEN et al., 2000; CAMPBELL et al., 2005).
No estudo de Bekhit e colaboradores (2011), com a espécie P. griseus,
foram encontradas as menores concentrações de mercúrio, selênio, cádmio e
chumbo de todos os estudos aqui citados (Tabela 7). Talvez pela espécie
nidificar também no Oceano Pacífico, além do Oceano Atlântico e se espalhar
por todo o mundo, os padrões de contaminação sejam diferentes dos de P.
puffinus (Bekhit et al., 2011).
Com exceção do chumbo, que sempre apresenta resultados muito
baixos, e do cádmio apresentado por Muirhead e Furness (1988) e por Garcia
(2008), as concentrações de metais na espécie que nidifica no hemisfério
norte (P. puffinus) são um pouco maiores do que as concentrações nas
espécies nidificantes no hemisfério sul (outras espécies de Puffinus
apresentadas nas tabelas 6 e 7). Pode ser que o Atlântico Norte seja mais
contaminado por metais, até por conta do histórico de industrialização do
planeta, ou podem se tratar apenas de diferenças na alimentação das
espécies.
Ainda tratando da alimentação, vale ressaltar que a maioria das
espécies de cefalópodes e todas as espécies de peixes citadas como
alimento do bobo-pequeno nos trabalhos de Thompson (1987), Bundy e
colaboradores (2000) e Petry e colaboradores (2008) tratam-se de espécies
também consumidas pelo homem, podendo o ser humano estar exposto a
contaminações através desta fonte alimentar (FAO, 2013; FISHBASE, 2013).
52
Tabela 6: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio, selênio, cádmio e
chumbo, em peso seco, reportadas em estudos envolvendo Puffinus spp.
Estudos
(Puffinus
sp.)
Espécie
Matriz
[Hg] (ps)
(mg/kg)
[Se] (ps)
(mg/kg)
[Cd] (ps)
(mg/kg)
[Pb] (ps)
(mg/kg)
Presente
estudo
P. puffinus
Fígado
7,19 ±
3,37 (1,16
- 14,22)
34,66 ±
20,14
(10,56 75,20)
22,33 ±
25,46
(2,31 113,01)
0,1 ± 0,06
(0,036 0,28)
Presente
estudo
P. puffinus
Músculo
1,23 ±
0,53 (0,47
- 2,31)
7,98 ±
3,68 (3,17
- 19,01)
1,11 ±
1,72 (<LD
- 8,94)
0,16 ±
0,09 (<LD
- 0,43)
P. gravis
Fígado
4,5 ± 2,6
(2,0 11,9)
-
-
-
Thompson
&
Furness,
1989
P.
assimilis
Fígado
3,1 ± 0,4
(2,7 - 4,1)
-
-
-
Barbieri et
al., 2007
P. gravis
Fígado
(adultos)
-
-
10,52 ±
4,8
0,28 ± 0,2
Barbieri et
al., 2007
P. gravis
Fígado
(juvenis)
-
-
5,03 ±
1,18
0,07 ±
0,07
Garcia,
2008
P. gravis
Fígado
-
-
Garcia,
2008
P. gravis
Músculo
-
-
Thompson
&
Furness,
1989
26,94 ±
6,21
(20,21 35,94)
4,24 ±
4,59
(1,48 4,46)
-
-
Local do
Estudo
Litoral
centronorte
fluminense
e Aracruz –
ES, Brasil
Litoral
centronorte
fluminense
e Aracruz –
ES, Brasil
Ilha de
Gonçalo
Álvares,
Arquipélago
de Tristão
da Cunha,
Atlântico
Sul
Ilha de
Gonçalo
Álvares,
Arquipélago
de Tristão
da Cunha,
Atlântico
Sul
Praia de
Atalaia,
Aracaju,
Sergipe,
Brasil
Praia de
Atalaia,
Aracaju,
Sergipe,
Brasil
Praia do
Cassino,
RS, Brasil
Praia do
Cassino,
RS, Brasil
<LD = abaixo do limite de detecção; ps = peso seco
53
Tabela 7: Médias, desvios padrões e faixas de concentrações de mercúrio, selênio, cádmio e
chumbo, em peso úmido, reportadas em estudos envolvendo Puffinus spp.
Estudos
(Puffinus
sp.)
Espécie
Matriz
[Hg] (pu)
(mg/kg)
[Se] (pu)
(mg/kg)
[Cd] (pu)
(mg/kg)
[Pb] (pu)
(mg/kg)
Presente
estudo
P. puffinus
Músculo
0,33 ±
0,14 (0,12
- 0,58)
2,13 ±
0,95 (0,72
- 4,34)
0,28 ±
0,39 (<LD
- 1,66)
<LD (<LD
- 0,132)
Presente
estudo
P. puffinus
Fígado
2,7 ± 1,22
(0,41 5,1)
13,2 ± 6,8
(4,0 29,0)
8,6 ± 9,5
(0,8 43,5)
0,038 ±
0,022
(0,013 0,106)
P. gravis
Fígado
2,0 ± 1,66
(0,8 - 6,5)
-
15 ± 5,8
(6,0 27,0)
Muirhead
&
Furness,
1988
P.
assimilis
Fígado
1,2 ± 0,31
(0,6 - 1,6)
-
14,0 ± 6,4
(9,0 21,0)
-
Bekhit et
al., 2011
P. griseus
Músculo
(ano
2007)
0,02 ±
0,05 (0,03
- 0,33)
0,91 ±
0,12 (0,67
- 1,05)
0,03 ±
0,02 (0,01
- 0,07)
0,02 ±
0,03 (<LD
- 0,06)
Nova
Zelândia
Bekhit et
al., 2011
P. griseus
Músculo
(ano
2008)
0,07 ±
0,06 (<LD
- 0,32)
0,94 ±
0,18 (0,71
- 1,25)
0,04 ±
0,01 (0,03
- 0,05)
0,06 ±
0,04 (<LD
- 0,16)
Nova
Zelândia
Muirhead
&
Furness,
1988
-
Local do
Estudo
Litoral
centronorte
fluminense
e Aracruz –
ES, Brasil
Litoral
centronorte
fluminense
e Aracruz –
ES, Brasil
Ilha de
Gonçalo
Álvares,
Arquipélago
de Tristão
da Cunha,
Atlântico
Sul
Ilha de
Gonçalo
Álvares,
Arquipélago
de Tristão
da Cunha,
Atlântico
Sul
<LD = abaixo do limite de detecção; pu = peso úmido
É sabido que as aves pelágicas tendem a apresentar concentrações de
mercúrio e cádmio maiores do que as aves costeiras (MUIRHEAD &
FURNESS, 1988).
É importante ressaltar que, nas aves, existe uma forma de excreção do
mercúrio através das penas. Durante a época da muda, os níveis de mercúrio
decaem em todos os tecidos, já que o elemento está sendo excretado através
das novas penas (HONDA et al., 1986). Isso pode ser uma das razões pelas
quais os níveis de mercúrio em tecidos de aves não são tão altos quanto os
níveis encontrados, por exemplo, em cetáceos (POMPE-GOTAL, 2009;
LEMOS, 2012). Por isso, aves com ciclos de muda mais lentos acumulam o
mercúrio nos tecidos por um período mais longo, o que não é o caso das aves
54
do gênero Puffinus, que realizam uma muda completa anualmente
(THOMPSON & FURNESS, 1989). Além das penas, o mercúrio também pode
ser excretado através dos ovos, por isso as fêmeas tendem a ter uma
quantidade menor de mercúrio em seus tecidos do que os machos (GOEDE &
WOLTERBEEK, 1994).
Além da excreção do mercúrio através das penas, no fígado das aves
ocorre uma espécie de detoxificação: a demetilação, onde o metil-mercúrio é
transformado em mercúrio inorgânico, forma menos tóxica do que o metilmercúrio. Desta forma, enquanto a proporção de metil-mercúrio no fígado das
aves cai, aumenta a quantidade de mercúrio total (THOMPSON & FURNESS,
1989; EAGLES-SMITH et al., 2009).
7.4.1.1 Análise de metais – ano de 2010
Como em 2010 observou-se elevada mortalidade de P. puffinus na área
de estudo, optou-se pela realização da estatística descritiva básica das
concentrações dos elementos analisados somente dos espécimes daquele
ano. A comparação entre o ano de 2010 e todos os anos (exceto 2010)
encontra-se na tabela 8.
Tabela 8: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de concentração dos
elementos analisados em tecidos de Puffinus puffinus, entre todos os anos e o ano de 2010.
Concentração dos
2005 – 2011 (exceto
Elementos
2010) (ps) (mg/kg)
[Hg] Tecido Muscular
1,32 ± 0,64 (0,48 – 2,31)
1,19 ± 0,48 (0,47 – 2,28)
[Hg] Tecido Hepático
2,18 ± 1,44 (1,16 – 3,19)
7,75 ± 3,05 (2,52 – 14,22)
[Se] Tecido Muscular
7,78 ± 4,92 (3,17 – 19,01)
8,08 ± 3,02 (3,97 – 13,46)
[Se] Tecido Hepático
15,85 ± 4,42 (12,72 –
36,76 ± 20,14 (10,56 –
18,97)
75,20)
[Cd] Tecido Muscular
1,49 ± 2,59 (<LD – 8,94)
0,92 ± 1,13 (<LD – 4,28)
[Cd] Tecido Hepático
11,89 ± 13,55 (2,31 –
23,49 ± 26,45 (3,33 –
21,47)
113,01)
[Pb] Tecido Muscular
0,15 ± 0,08 (<LD – 0,35)
0,17 ± 0,1 (<LD – 0,43)
[Pb] Tecido Hepático
0,1 ± 0,08 (0,036 – 0,16)
0,1 ± 0,06 (0,048 – 0,28)
2010 (ps) (mg/kg)
55
Como pode-se observar na tabela 8, as concentrações dos metais em
tecido muscular no ano de 2010 encontram-se bem próximas às concentrações
de todos os anos, porém, em tecido hepático, as concentrações do ano de
2010 encontram-se bem maiores do que as concentrações do restante do
período de estudo, com exceção do chumbo.
O arribamento de uma grande quantidade de aves ao mesmo tempo,
como ocorrido com a espécie no ano de 2010 na área de estudo, pode estar
ligado a intoxicações por substâncias químicas ou biotoxinas, mas é mais
comumente ligado a jejum prolongado, levando à desnutrição, ou a condições
climáticas extremas, como tempestades em alto mar (COULSON et al., 1968;
SCOTT et al., 1975; JURY, 1991; PIAT & VAN PELT, 1997; WORK &
RAMEYER, 1999). No caso das aves aqui estudadas, em 2010, qualquer
destas hipóteses pode ter ocorrido, visto que grande parte dos exemplares, à
necropsia, apresentava estado nutricional severo e outras não apresentavam
alteração alguma. As aves podem ter sido vítimas de caquexia, intempéries no
mar ou de intoxicações por metais. Esta última hipótese toma importância dado
à concentração de metais no fígado, que se apresentou maior no ano de 2010
do que nos outros anos de estudo. A alta concentração destes elementos em
tecido
hepático
sugere
uma
exposição
recente
das
aves
a
eles
(SCHEUHAMMER, 1987; KIM et al., 1996).
7.4.1.2 Ano e as concentrações dos elementos
De acordo com o teste de qui-quadrado de Pearson (X²), não há
diferenças estatisticamente significativas entre os anos de arribamento e as
concentrações dos elementos, uma vez que os resultados de p-valor
encontrados entre ano e concentração de mercúrio em tecido muscular; ano e
concentração de mercúrio em tecido hepático; ano e concentração de selênio
em tecido muscular; ano e concentração de selênio em tecido hepático; ano e
concentração de cádmio em tecido muscular; ano e concentração de cádmio
em tecido hepático; ano e concentração de chumbo em tecido muscular; e
ano e concentração de chumbo em tecido hepático, foram, respectivamente
de, 0,099; 0,381; 0,305; 0,381; 0,143; 0,381; 0,581; e 0,221.
56
Deve-se lembrar de que o ano de 2010 apresentava valores diferentes
dos outros anos, segundo o item anterior. O que pode ter ocorrido é que a
contaminação no ano de 2010 foi suficiente para fazer com que a concentração
média dos elementos subisse naquele ano, mas não foi suficiente para gerar
diferenças estatisticamente significativas entre os anos.
7.4.1.3 Concentração de um mesmo elemento em tecido muscular e
hepático
Para verificar a força de associação entre a concentração de um
elemento em tecido hepático e a concentração do mesmo elemento em tecido
muscular, fez-se uso do coeficiente de correlação de Spearman (ρ).
Segundo Bryman e Cramer (2011), a correlação é considerada muito
fraca quando ρ se encontra entre 0,00 e 0,19; fraca entre 0,20 e 0,39;
moderada entre 0,40 e 0,69; forte entre 0,70 e 0,89; e muito forte quando
entre 0,90 e 1,00. Estes parâmetros foram levados em consideração na
análise de todos os resultados de coeficiente de correlação de Spearman
deste trabalho. Em todos os resultados deste trabalho também foi
considerado um p-valor menor que 0,05 para que houvesse significância
estatística.
De acordo com o coeficiente de correlação de Spearman (ρ), a
correlação encontrada entre mercúrio em tecido muscular e mercúrio em
tecido hepático foi positiva e moderada (ρ = 0,50), com significância
estatística. Entre selênio muscular e selênio hepático foi positiva e moderada
(ρ = 0,48), com significância estatística. Entre cádmio muscular e cádmio
hepático, foi positiva e forte (ρ = 0,81), com significância estatística. E, por
último, entre chumbo muscular e chumbo hepático, foi encontrada uma
correlação positiva fraca (ρ = 0,29), com ausência de significância estatística
As diferenças das concentrações dos elementos entre os tecidos podem
ser visualizadas na figura 12, onde todos os elementos, exceto o chumbo,
apresentam um padrão semelhante, onde as concentrações são maiores em
tecido hepático do que em tecido muscular.
57
Figura 12: Diferenças de concentração dos metais nos tecidos muscular (n=37) e
hepático (n=20) de Puffinus puffinus arribados na costa centro-norte fluminense e em
Aracruz-ES, nos anos de 2005 a 2011, onde A corresponde às concentrações de
mercúrio; B de selênio; C de cádmio e D de chumbo.
No caso do cádmio, 90% do elemento no organismo de uma ave
encontra-se acumulado no fígado e nos rins, sendo estes últimos os principais
sítios de toxicidade do cádmio (SCHEUHAMMER, 1987). O presente estudo
encontra-se em conformidade com este padrão de distribuição, onde a
concentração de cádmio encontrada em tecido hepático foi maior do que a
concentração do elemento em tecido muscular. Segundo Scheuhammer
(1987), o melhor tecido para monitorar a exposição ao cádmio trata-se mesmo
do tecido hepático, uma vez que ele acumula grande parte do total de cádmio
do organismo de forma estável, sendo resistente aos efeitos tóxicos do
58
elemento, ao contrário dos rins, onde a concentração vai decaindo conforme a
instalação dos efeitos tóxicos (WHITE & FINLEY, 1978; GOYER et al., 1984).
O melhor tecido para o monitoramento da exposição de mercúrio em
aves também é o tecido hepático e a determinação de mercúrio neste tecido
deve vir sempre acompanhada pela determinação de selênio, devido à
correlação entre os dois elementos, que será melhor explicada no item 7.4.1.6
(SCHEUHAMMER, 1987). No presente trabalho, concentrações maiores de
mercúrio e selênio foram encontradas no tecido hepático, ratificando a
afirmação anterior.
Neste trabalho, o chumbo apresentou um padrão de acúmulo diferente
dos outros elementos, tendo as concentrações maiores em tecido muscular
do que em tecido hepático. Porém, deve-se ter atenção para os níveis do
elemento, que se encontram bem baixos tanto em músculo quanto em fígado,
não apresentando, portanto, uma diferença tão grande entre os dois tecidos.
O elemento em questão acumula-se primariamente nos ossos das aves. Nos
tecidos moles, o principal local de acúmulo são os rins (CUSTER et al., 1984;
SCHEUHAMMER, 1987). É sabido que o chumbo pode ocupar os sítios de
ligação do cálcio e, talvez por isso ele esteja em maior concentração no
músculo,
no
presente
trabalho
(BARTON
et
al.,
1978).
Segundo
Scheuhammer (1987), o melhor tecido para o monitoramento de chumbo seria
o ósseo, para o caso de exposições a longo prazo, e o renal, para o caso de
exposições recentes.
7.4.1.4 Relações interelementares
Utilizando-se ainda do coeficiente de correlação de Spearman (ρ), entre
mercúrio e selênio musculares, encontrou-se uma correlação positiva muito
fraca (ρ = 0,05) e sem significância estatística. Porém, ao se tratar dos
mesmos elementos em tecido hepático, a correlação encontrada foi positiva e
moderada (ρ = 0,46), com significância estatística.
Entre mercúrio e cádmio musculares, a correlação encontrada foi
negativa e muito fraca (ρ = -0,04) e sem significância estatística. Já entre
mercúrio e cádmio hepáticos, a correlação encontrada foi positiva e moderada
(ρ = 0,52), com significância estatística.
59
Entre mercúrio e chumbo musculares, a correlação encontrada foi
negativa e muito fraca (ρ = -0,06), sem significância estatística. Os mesmos
elementos em tecido hepático apresentaram correlação positiva muito fraca (ρ
= 0,10), sem significância estatística.
Entre selênio e cádmio musculares, a correlação encontrada foi positiva
e muito fraca (ρ = 0,04) e sem significância estatística. Os mesmos elementos
em tecido hepático apresentaram correlação positiva moderada (ρ = 0,50),
com significância estatística.
Entre selênio e chumbo musculares, a correlação encontrada foi positiva
e fraca (ρ = 0,20), sem significância estatística. O mesmo ocorreu entre
selênio e chumbo hepáticos (ρ = 0,20; p > 0,05).
Por último, a correlação encontrada entre cádmio e chumbo musculares
foi positiva e fraca (ρ = 0,20) e sem significância estatística. A correlação
encontrada entre estes elementos em tecido hepático foi positiva e muito
fraca (ρ = 0,16), sem significância estatística.
Então, as correlações interelementares mais importantes encontradas
neste trabalho foram as correlações positivas moderadas entre mercúrio e
selênio em fígado, entre mercúrio e cádmio em fígado e entre selênio e
cádmio em fígado.
O selênio e o mercúrio tendem a co-acumular no fígado de aves, onde o
selênio atua reduzindo a toxicidade do mercúrio (GANTHER et al., 1972;
CUVIN-ARALAR & FURNESS, 1991; GOEDE & WOLTERBEEK, 1994;
SCHEUHAMMER et al., 1998; EAGLES-SMITH et al., 2009). Na verdade, a
capacidade do selênio em detoxificar o mercúrio ainda não foi muito bem
elucidada. Os mecanismos possivelmente envolvidos são: a redistribuição do
mercúrio pelo organismo, na presença do selênio; a competição entre
mercúrio e selênio por sítios de ligação; a formação de complexo entre os
elementos; a conversão de formas tóxicas de mercúrio em formas menos
tóxicas, como a desmetilação do metil-mercúrio pelo selênio; e a prevenção
do estresse oxidativo, causado pelo mercúrio (RIDLINGTON & WHANGER,
1981; CUVIN-ARALAR & FURNESS, 1991; JI et al., 2006).
Nos mamíferos marinhos, é sabido que existe uma razão molar 1:1 entre
Hg e Se, encontrada quando o selênio é utilizado para detoxificar o mercúrio e
vice-versa (KOEMAN et al., 1975). Nas aves, esta razão molar quase nunca é
60
encontrada (KOEMAN et al., 1975; CUVIN-ARALAR & FURNESS, 1991;
GOEDE & WOLTERBEEK, 1994). No presente estudo, a razão molar
encontrada foi de 1:5, ou seja, também é diferente da razão encontrada nos
mamíferos marinhos. Talvez por isso, a correlação entre mercúrio e selênio
obtida aqui tenha sido moderada e não forte ou muito forte, como costuma
acontecer com os mamíferos marinhos (CAURANT et al., 1994; KUNITO et
al., 2004; LEMOS, 2012). Os peixes que servem de alimento para os
mamíferos marinhos também não apresentam esta relação, por isso,
presume-se que se trata de um mecanismo protetor inerente aos mamíferos
marinhos (KOEMAN et al., 1975).
Uma quantidade superior de selênio em relação ao mercúrio em tecidos
de aves marinhas ou aquáticas é encontrada em diversos estudos, em
conformidade com o presente trabalho, impossibilitando assim a relação
molar 1:1 (GOEDE & WOLTERBEEK, 1994; DIETZ et al., 2000; JI et al.,
2006).
No estudo de Goede e Wolterbeek (1994), a correlação entre mercúrio e
selênio encontrada no fígado de aves aquáticas foi negativa, contrariando os
achados do presente estudo. Já no estudo de Ji e colaboradores (2006), a
correlação encontrada entre mercúrio e selênio em fígados e outros órgãos de
patos domésticos foi positiva e forte. Isso demonstra uma falta de
consistência nos achados, talvez explicada por diferenças interespecíficas.
Assim como a correlação entre mercúrio e selênio, as correlações entre
selênio e cádmio e entre mercúrio e cádmio também vêm sendo
demonstradas em aves marinhas (NORHEIM, 1987).
Além da detoxificação do mercúrio, o selênio também tem o papel de
detoxificar o cádmio incorporado por estes animais (MAGOS E WEBB, 1980
apud NORHEIM, 1987). O metalóide pode atuar alterando a disponibilidade
de metais traço, sendo a terapia com ele eficiente contra a toxicidade de
alguns metais em mamíferos, peixes e vegetais (RIDLINGTON & WHANGER,
1981; PAULSSON & LUNDBERGH, 1989; GLYNN et al., 1993; SHANKER et
al., 1996; FEROCI et al., 2005).
Segundo Ridlington e Whanger (1981), o selênio é altamente efetivo
contra os danos produzidos em um organismo pelo cádmio, é efetivo contra a
toxicidade do mercúrio inorgânico, altamente efetivo contra a toxicidade do
61
metil-mercúrio e tem pouquíssimo efeito contra a toxicidade do chumbo. Talvez
por isso, selênio, cádmio e mercúrio estejam correlacionados no presente
estudo e o chumbo não.
7.4.2 Análise de compostos organoclorados
As médias, desvios-padrões e valores máximos e mínimos dos
compostos organoclorados analisados encontram-se nas tabelas 9 e 10.
62
Tabela 9: Média, desvio padrão, valor mínimo, valor máximo e limite de detecção do método,
obtidos na análise de pesticidas organoclorados em amostras de tecido muscular de Puffinus
puffinus (n=13) arribados na costa centro-norte fluminense, nos anos de 2005 a 2011.
Média
(ng/g) (ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
DP
-
Mínimo
(ng/g) (ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
Máximo
(ng/g) (ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
Limite de detecção do
método (ng/g)
1,02
5,25
3,80
2,21
HCB
16,7
8,66
5,97
34,3
1,27
Heptacloro
Heptacloro
Epóxido A
Oxiclordana
Heptacloro
Epóxido B
γ-clordana
α-Clordana
<LD
-
<LD
<LD
5,00
9,59
<LD
6,31
-
<LD
<LD
20,8
13,8
5,49
4,19
<LD
<LD
<LD
-
<LD
<LD
<LD
7,28
<LD
<LD
4,26
5,94
2,79
Aldrin
Isodrin
Dieldrin
Endrin
<LD
<LD
31,39
<LD
16,72
-
<LD
<LD
11,6
<LD
<LD
<LD
65,2
<LD
1,24
4,73
2,23
3,71
op' DDE
pp' DDE
op' DDD
pp' DDD
op' DDT
pp' DDT
<LD
175,09
<LD
8,45
9,88
<LD
175,16
6,46
8,52
-
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
626
<LD
15,7
25,1
<LD
5,07
1,89
2,51
2,60
4,03
5,25
Endosulfan II
<LD
-
<LD
<LD
5,66
Metoxicloro
<LD
-
<LD
<LD
1,81
Mirex
8,94
11,12
<LD
36,9
5,83
Compostos
α-HCH
β-HCH
γ-HCH
δ-HCH
<LD = abaixo do limite de detecção. DP = desvio padrão
63
Tabela 10: Média, desvio padrão, valor mínimo, valor máximo e limite de detecção do método,
obtidos na análise de PCBs em amostras de tecido muscular de Puffinus puffinus (n=13)
arribados na costa centro-norte fluminense, nos anos de 2005 a 2011.
Compostos
PCB 8
PCB 28
PCB 31
PCB 33
PCB 52
PCB 49
PCB 44
PCB 74
PCB 70
PCB 66
PCB 95
PCB 56/60
PCB 101
PCB 99
PCB 97
PCB 81
PCB 87
PCB 77
PCB 110
PCB 151
PCB 123
PCB 149
PCB 118
PCB 114
PCB 153
PCB 132
PCB 105
PCB 141
PCB 138
PCB 158
PCB 126
PCB 187
PCB 183
PCB 128
PCB 167
PCB 174
PCB 177
PCB 156
PCB 157
PCB 180
PCB 169
Média (ng/g)
(ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
5,21
<LD
9,54
<LD
<LD
<LD
22,59
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
54,92
<LD
139,1
<LD
8,95
<LD
172,63
3,8
<LD
48,23
24,09
18,43
7,06
<LD
5,26
3,87
<LD
116,93
<LD
DP
5,88
9,57
20,58
53,54
170,23
11,87
182,23
5,49
47,64
30,32
17,87
8,15
7,11
5,2
167,36
-
Mínimo
(ng/g) (ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
3,22
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
7,81
<LD
13,9
<LD
<LD
<LD
18,9
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
9,83
<LD
Máximo
(ng/g) (ps)
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
3,5
<LD
16,9
<LD
32,2
<LD
2,7
6,22
70,5
<LD
<LD
5,88
<LD
<LD
4,58
<LD
8,55
186
<LD
627
<LD
42,5
6,25
632
17,7
5,93
165
106
62,4
27,5
5,49
24,7
16
8,24
611
<LD
Limite de detecção do
método (ng/g)
3,26
4,82
4,09
2,54
2,15
2,90
3,67
2,79
2,34
3,06
3,66
2,15
3,34
2,60
4,05
2,53
1,67
4,09
4,93
3,28
4,47
2,79
4,10
3,05
6,67
3,53
8,50
3,12
6,01
3,54
5,29
7,72
2,96
4,60
2,30
3,22
3,53
2,23
3,16
7,32
3,42
64
PCB 170
PCB 201
PCB 203
PCB 189
PCB 195
PCB 194
PCB 206
PCB 209
∑PCBs
45,18
8,11
14,8
<LD
4,04
16,42
<LD
<LD
729,16
56,03
11,91
26,48
6,51
23
-
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
<LD
-
192
36,1
86
6,29
18,6
76,8
21,6
6,76
-
5,42
3,58
3,03
1,73
2,71
3,09
4,95
4,84
-
<LD = abaixo do limite de detecção. DP = desvio padrão
A tabela 11 apresenta o teor lipídico das amostras musculares utilizadas
nas análises.
Tabela 11: Teor lipídico em amostras de musculatura de Puffinus puffinus arribados na
costa centro-norte fluminense, entre os anos de 2005 e 2011.
Amostras
PUF04
PUF05
PUF06
PUF08
PUF09
PUF12
PUF13
PUF14
PUF17
PUF26
PUF28
PUF31
PUF32
Teor lipídico no músculo (%)
2,4
4,0
4,6
4,4
3,2
5,2
2,6
3,4
3,2
4,0
2,4
4,2
15,0
Neste trabalho, nenhuma ave encontrava-se livre de contaminação por
compostos organoclorados. Entre os pesticidas organoclorados, houve o
predomínio dos DDTs, com destaque para o pp´ DDE e, entre os PCBs, houve
o predomínio dos compostos mais pesados.
Pelos desvios padrões apontados nas tabelas 9 e 10, não se pode
deixar de notar a imensa variação individual de carga de contaminantes. Esta
variação é esperada, mesmo entre espécimes no mesmo estágio de
maturidade, em aves longevas e com maturidade sexual tardia e pode estar
relacionada com a distribuição, a migração, a dieta ou a idade das aves
(COLABUONO et al., 2012). Além disso, trata-se de uma espécie migratória e
65
cada indivíduo pode ter uma dieta diferente, dependendo dos locais por onde
passa durante a migração, refletindo a contaminação dos sítios de reprodução
e de migração (TANAKA et al., 1986).
Os HCHs não foram detectados nas amostras, provavelmente porque as
aves marinhas conseguem metabolizar rapidamente estes compostos e
apresentam altas taxas de eliminação dos mesmos (MOISEY et al., 2001).
No grupo das clordanas, a oxiclordana é um metabólito de grande
persistência no ambiente e de difícil biotransformação em aves marinhas,
sendo geralmente acumulado por estes animais em maior quantidade do que
os outros compostos do grupo (GURUGE et al., 2001; COLABUONO et al.,
2012). Entretanto, no presente estudo, este composto foi detectado em apenas
cinco exemplares e em concentrações baixas, tanto que sua média encontrouse abaixo do limite de detecção. Os compostos γ-clordana, α-clordana e
heptacloro não foram detectados.
No grupo dos drins, apenas o dieldrin foi detectado. Isto pode ser devido
ao fato de que, no organismo animal, o aldrin é rapidamente convertido em
dieldrin e é armazenado nesta forma (BANN et al., 1956). O isodrin é um
isômero do aldrin e o endrin pode não ter sido detectado porque também é
rapidamente metabolizado e excretado, apresentando baixo acumulo no tecido
lipídico (ATSDR, 1996).
No grupo do DDT e seus metabólitos, o pp´ DDE foi encontrado em
maior quantidade e foi também a substância encontrada em maior quantidade
em todo o grupo dos pesticidas, em conformidade com outros estudos
(BOURNE & BOGAN, 1972; COLABUONO et al., 2012). Este composto é
geralmente encontrado em tecidos de aves e de outros predadores de topo de
cadeia por ser muito estável e pelas características de persistência no
ambiente, bioconcentração e bioacumulação (JONES & VOOGT, 1999).
Em um estudo com pombos expostos a DDT e DDD por via alimentar,
em laboratório, Bailey e colaboradores (1969) demonstraram que, em
diferentes tecidos, o DDT tem uma meia-vida de 28 dias e é transformado em
DDE e DDD e, o DDD tem uma meia-vida de 24 dias, dando origem ao DDMU
e ao DDE. Então é normal que haja um decréscimo de DDT e DDD e um
aumento de DDE ao longo do tempo e isto pode explicar porque o DDE é
66
encontrado em maior quantidade do que as outras formas de DDT no tecido
muscular.
O endosulfan não foi detectado no presente estudo. Esta substância
também é metabolizada e excretada com certa rapidez e talvez isso explique a
sua ausência (ATSDR, 2000). O mesmo ocorre com o metoxicloro e também
pode explicar a sua ausência nos tecidos examinados (KAPOOR et al., 1970).
O HCB é de grande persistência no ambiente e nos organismos, assim
como o mirex, sendo o provável motivo da detecção destas substâncias nos
tecidos dos P. puffinus no presente trabalho (ATSDR, 1995; ATSDR, 2002).
Quanto
aos PCBs,
houve
predominância
dos pentaclorobifenis,
hexaclorobifenis, heptaclorobifenis e octaclorobifenis. Isto ocorre porque as
aves tendem a metabolizar e excretar os PCBs de baixo peso molecular e
acumular os PCBs de alto peso molecular, com maior grau de halogenação
(MAERVOET et al., 2004).
Em um estudo com P. puffinus, entre outros Procellariiformes, no Rio
Grande do Sul, Brasil, Colabuono e colaboradores (2012) encontraram o
mesmo padrão de contaminação nos tecidos: predominância de PCBs mais
pesados e, entre os pesticidas, predominância dos DDTs, em especial o DDE.
Os autores chamam atenção para a influência da condição corporal na
redistribuição dos organoclorados no organismo. Situações que envolvam o
uso de reservas lipídicas podem fazer com que estas substâncias recirculem
no organismo destes animais e causem intoxicação. Vale lembrar que muitos
dos espécimes utilizados neste trabalho, à necropsia, encontravam-se em
severo estado nutricional. O estudo também encontrou um padrão semelhante
de contaminação em relação aos outros pesticidas organoclorados, com
exceção de HCHs, endosulfan e metoxicloro, que não foram detectados no
presente estudo, porém o foram em pequenas quantidades no estudo de
Colabuono e colaboradores (2012).
Os resultados em musculatura de P. puffinus apresentados por Walker
(1990), no Mar Mediterrâneo e Mar Negro, continham valores de pp´ DDE
maiores e valores de PCBs menores do que os encontrados no presente
estudo.
Em outro estudo conduzido no Brasil, Ferreira (2012), trabalhou com
exemplares de P. puffinus recolhidos na Baía da Ilha Grande e encontrou
67
quantidades detectáveis de todos os congêneres de PCBs analisados no tecido
hepático destas aves. Dentre os congêneres de PCBs, os pentaclorobifenis
apresentaram os mais altos níveis detectados, mas ao contrário do que ocorreu
no presente estudo, os níveis de hexaclorobifenis e heptaclorobifenis foram
baixos.
No trabalho de Bourne e Bogan (1972), com aves marinhas do Atlântico
Norte, incluindo o P. puffinus, o DDE também foi o pesticida organoclorado
mais comumente encontrado e os PCBs foram detectados em quantidades
mais altas do que os pesticidas, em conformidade com o presente estudo.
Porém,
estes
autores
descrevem
uma
uniformidade
nos
níveis
de
organoclorados nos tecidos das aves analisadas, diferente do que foi descrito
nos estudos de Colabuono e colaboradores (2012) e no presente.
7.4.2.1 Análise de compostos organoclorados – ano de 2010
Das amostras utilizadas para a análise de compostos organoclorados,
69% eram provenientes do ano de 2010, 23% do ano de 2011 e 8% do ano de
2009. Devido à elevada mortalidade no ano de 2010, foi realizada a estatística
descritiva básica das concentrações dos compostos organoclorados apenas
dos espécimes recolhidos neste ano. Os resultados são apresentados nas
tabelas 12 e 13.
68
Tabela 12: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de concentração dos
pesticidas organoclorados analisados em tecido muscular de Puffinus puffinus (n=13), entre
todos os anos e o ano de 2010.
Compostos
2009 – 2011 (exceto
2011) (ng/g) (ps)
2010 (ng/g) (ps)
α-HCH
<LD
<LD
β-HCH
<LD
<LD
γ-HCH
<LD
<LD
δ-HCH
<LD
<LD
HCB
16,52 ± 6,6 (10,1 - 25,2)
16,8 ± 9,8 (5,97 - 34,3)
Heptacloro
<LD
<LD
Heptacloro Epóxido A
7,9 ± 2,55 (5,67 - 10,7)
10,34 ± 7,43 (<LD - 20,8)
Oxiclordana
4,86 ± 5,77 (<LD - 11,4)
<LD
Heptacloro Epóxido B
<LD
<LD
γ-Clordana
<LD
<LD
α-Clordana
<LD
<LD
Aldrin
<LD
<LD
Isodrin
<LD
<LD
Dieldrin
25,48 ± 11,9 (11,6 - 40,5)
34 ± 18,5 (12,3 - 65,2)
Endrin
<LD
<LD
op' DDE
<LD
<LD
pp' DDE
233,8 ± 273,76 (29,2 - 626)
149 ± 124,2 (<LD - 388)
op' DDD
<LD
<LD
pp' DDD
7,26 ± 6,09 (<LD - 14,9)
8,98 ± 6,9 (<LD - 15,7)
op' DDT
9,04 ± 8,59 (<LD - 20,3)
10,25 ± 9,00 (<LD - 25,1)
pp' DDT
<LD
<LD
Endosulfan II
<LD
<LD
Metoxicloro
<LD
<LD
Mirex
12,73 ± 17,42 (<LD - 36,9)
7,25 ± 7,82 (<LD - 20,6)
<LD = abaixo do limite de detecção.
69
Tabela 13: Comparação entre média, desvio padrão e faixa de variação de concentração dos
congêneres de PCBs analisados em tecido muscular de Puffinus puffinus (n=13), entre todos
os anos e o ano de 2010.
Compostos
2009 – 2011 (ng/g) (ps)
2010 (ng/g) (ps)
PCB 8
<LD
<LD
PCB 28
<LD
<LD
PCB 31
<LD
<LD
PCB 33
<LD
<LD
PCB 52
<LD
<LD
PCB 49
<LD
<LD
PCB 44
<LD
<LD
PCB 74
5,99 ± 7,99 (<LD - 16,9)
4,87 ± 5,24 (<LD - 16,8)
PCB 70
<LD
<LD
PCB 66
10,42 ± 11,7 (<LD – 26,6)
9,15 ± 9,24 (<LD - 32,2)
PCB 95
<LD
<LD
PCB 56/60
<LD
<LD
PCB 101
<LD
<LD
PCB 99
26,58 ± 30,74 (3,22 - 70,5)
20,8 ± 16,43 (8,37 - 62,4)
PCB 97
<LD
<LD
PCB 81
<LD
<LD
PCB 87
<LD
<LD
PCB 77
<LD
<LD
PCB 110
<LD
<LD
PCB 151
<LD
<LD
PCB 123
<LD
<LD
PCB 149
<LD
<LD
PCB 118
67,05 ± 82,09 (7,81 - 186)
48,52 ± 40,82 (18,8 - 154)
PCB 114
<LD
<LD
PCB 153
205,4 ± 286,6 (13,9 - 627)
109,63 ± 97,41 (37,1 - 360)
PCB 132
<LD
<LD
PCB 105
14,38 ± 20,04 (<LD - 42,5)
<LD
PCB 141
<LD
<LD
PCB 138
221,93 ± 282,2 (18,9 - 632)
PCB 158
4,12 ± 5,49 (<LD – 11,6)
3,67 ± 5,82 (<LD - 17,7)
PCB 126
<LD
<LD
PCB 187
51,1 ± 58,01 (<LD - 130)
46,96 ± 46,21 (11,9 - 165)
150,72 ± 134,89 (44,9 496)
70
PCB 183
33,54 ± 49,12 (<LD - 106)
19,89 ± 20,24 (5,2 - 72,1)
PCB 128
19,24 ± 21,99 (<LD - 49,7)
18 ± 17,25 (4,7 - 62,4)
PCB 167
9,21 ± 12,54 (<LD - 27,5)
6,1 ± 6,1 (<LD - 21)
PCB 174
<LD
<LD
PCB 177
4,72 ± 5,52 (<LD - 10,5)
5,5 ± 8 (<LD - 24,7)
PCB 156
5,13 ± 7,55 (<LD - 16)
3,31 ± 4,25 (<LD - 13,7)
PCB 157
<LD
86,79 ± 89,17 (21,8 - 315)
PCB 169
<LD
184,76 ± 286,31 (9,83 611)
<LD
PCB 170
60,9 ± 89,05 (<LD - 192)
38,19 ± 39,46 (8,98 - 139)
PCB 201
9,31 ± 14,37 (<LD - 30,3)
7,57 ± 11,59 (<LD - 36,1)
PCB 203
22,88 ± 42,16 (<LD - 86)
11,21 ± 18,41 (<LD - 57,4)
PCB 189
<LD
<LD
PCB 195
3,41 ± 5,7 (<LD - 17,46)
PCB 194
5,45 ± 8,9 (<LD - 18,6)
22,68 ± 36,33 (<LD - 76,8)
13,64 ± 16,42 (<LD - 55,2)
PCB 206
5,4 ± 10,8 (<LD - 21,6)
<LD
PCB 209
<LD
<LD
∑PCBs
990,19
607,93
PCB 180
<LD
<LD = abaixo do limite de detecção.
Com relação aos pesticidas organoclorados, a comparação entre o ano
de 2010 e todos os outros anos foi inconstante, havendo poucas médias
aumentadas no ano de 2010. A maioria se manteve ou foi menor. Já no caso
dos congêneres de PCBs, houve certa variação, mas as médias diminuíram,
então a grande mortalidade de P. puffinus do ano de 2010 não poderia ser
explicada por contaminação por compostos organoclorados, provavelmente
sendo atribuída aos outros motivos já explicados no item 7.4.1.1.
7.4.2.2 Ano e as concentrações dos compostos organoclorados
De acordo com o teste de qui-quadrado de Pearson (X²), não há
diferenças estatisticamente significativas entre os anos de arribamento e as
concentrações dos compostos organoclorados, uma vez que os resultados de
p-valor encontrados entre ano e concentração de cada um dos compostos
71
organoclorados em tecido muscular foram todos bem acima de 0,05 e
encontram-se no Apêndice 1 do presente trabalho.
Dito isto, pode-se concluir que não há nenhum ano de valores
excepcionais, tendo as concentrações se mantido constantes ao longo dos
anos de estudo.
7.4.3 Níveis dos diferentes tipos de contaminantes
Após uma análise dos resultados dos níveis dos diferentes tipos de
contaminantes, pode-se concluir que os exemplares que apresentaram os
mais altos níveis de contaminação por pesticidas organoclorados não foram
os mesmos que apresentavam os níveis mais altos de contaminação por
PCBs e tampouco os mesmos que apresentavam os níveis mais altos de
contaminação por metais-traço.
Quanto aos níveis de metais-traço, não houve um padrão, diferentes
exemplares apresentavam os níveis mais altos de contaminação, dependendo
do elemento em questão. Os padrões se mostraram nos níveis de compostos
organoclorados:
as
aves
que
apresentaram
os
maiores
níveis
de
contaminação pelos diferentes pesticidas organoclorados foram as que
receberam os códigos PUF 05, PUF 08, PUF 09, PUF 31; e as aves com os
maiores níveis de contaminação pelos diferentes congêneres de PCBs foram
as que receberam os códigos PUF 04 e PUF 31, sendo às vezes, as únicas a
apresentarem níveis detectáveis de determinados congêneres.
As aves de código PUF 05 e PUF 08 foram recolhidas na Praia de
Manguinhos, em Armação dos Búzios e a ave de código PUF 09, na Praia da
Marinha, em Cabo Frio. Todas estas aves foram recolhidas na mesma época
(PUF 05 e PUF 09 em 21/09/2010 e PUF 08 em 22/09/2010). Em
contrapartida, a ave de código PUF 31 foi recolhida na Praia do Sonho, em
São Francisco do Itabapoana, mais de um ano depois (23/10/2011).
A ave de código PUF 04 foi recolhida em época e local bem diferentes
da ave de código PUF 31, já descritos anteriormente. Tratava-se da Praia da
Marinha, em Cabo Frio, em 22/09/2010.
72
7.5 Análises microbiológicas
No presente trabalho, foram detectadas bactérias do gênero Vibrio em
91% dos indivíduos analisados (n=11) (Figura 13), sendo a espécie mais
frequente V. harveyi, presente em 22% dos casos, seguida de Vibrio
mediterranei e V. parahaemolyticus, cada uma presente em 19% dos casos.
Também foram isoladas as espécies V. fluvialis (7%), V. fisheri (7%), V.
cincinnatiensis (7%), V. orientalis (4%), V. cholerae não 01/não 0139 (4%), V.
gazogenes (4%) e V. alginolyticus (4%). Em 3% dos casos, não foi possível a
classificação por espécie, tendo sido detectada apenas a presença de
bactérias do gênero Vibrio (Figura 14).
Quanto às bactérias do gênero Aeromonas, estas foram detectadas em
apenas 18% dos espécimes (Figura 13), sendo que na maioria dos casos
(67%) apenas foi detectada a presença, sem que se pudesse chegar em nível
classificatório por espécie. No restante dos casos (33%), somente uma espécie
foi encontrada, a Aeromonas sobria.
Figura 13: Frequência de isolamento de Vibrio spp. e Aeromonas spp. em exemplares de
Puffinus puffinus (n=11), através de swabs coletados na região centro-norte fluminense,entre
2009 e 2012.
73
Figura 14: Frequência de isolamento de bactérias do gênero Vibrio, por espécie, nas amostras
de Puffinus puffinus coletadas na região centro-norte fluminense, entre 2009 e 2012.
As espécies do gênero Vibrio mais frequentemente associadas a
doenças em animais aquáticos, segundo Austin (2010) são V. anguillarum e V.
tapetis e nenhuma das duas espécies foi encontrada no presente estudo. O
autor cita também as espécies que acometem comumente os homens e os
animais, potenciais agentes de zoonoses. São elas: V. alginolyticus, V. harveyi,
V. cholerae, V. fluvialis, V. furnissii, V. mimicus, V. metschnikovii, V.
parahaemolyticus e V. vulnificus. Deve-se atentar para o fato de que cinco
destas espécies foram encontradas nos swabs coletados no presente trabalho.
Uma das vias de infecção de tais bactérias para as aves é, assim como para os
humanos, a alimentar (MIYASAKA et al., 2006; HALPERN et al., 2008).
Em um estudo com aves aquáticas na Flórida e em Connecticut, EUA,
Buck (1990) isolou bactérias do gênero Vibrio em fezes de todas as espécies
de aves analisadas e em 50% dos espécimes. Algumas espécies de Vibrio
isoladas são coincidentes com o presente estudo, como V. parahaemolyticus,
isolado de todas as espécies na Florida e em gaivotas em Connecticut; V.
alginolyticus, isolado em gaivotas, cisnes e gansos canadenses em
Connecticut e em gaivotas e pelicanos na Florida, tendo sido o primeiro relato
mundial desta espécie em aves aquáticas; V. cholerae não 01, isolado de
74
gaivotas em Connecticut; e V. fluvialis, isolado de pelicanos na Florida e de
gaivotas em Connecticut, também o primeiro relato desta espécie em aves
aquáticas. As quatro espécies, como dito anteriormente, podem infectar
humanos e animais.
Em um trabalho semelhante a este, Roges e colaboradores (2010)
coletaram swabs de aves marinhas arribadas na costa centro-norte do estado
do Rio de Janeiro e na costa norte do Rio Grande do Sul e a espécie mais
frequente nos achados foi V. alginolyticus, isolada em uma minoria de animais
no presente estudo. Além do fato de se somar amostras do litoral gaúcho, a
diferença provavelmente se dá porque o número de amostras coletadas por
Roges e colaboradores é bem maior e esta amostragem envolve uma
quantidade maior de espécies de aves marinhas e não apenas o P. puffinus,
havendo espécies não migratórias e espécies com rotas de migração
diferentes, expondo-se a micro-organismos diferentes. Algumas espécies
isoladas por Roges e colaboradores, além da já citada, são coincidentes com
as deste estudo, como V. fluvialis, V. parahaemolyticus, V. cincinnatiensis, V.
harveyi e V. cholerae não 01/não 0139, todos apontados pelos autores como
potencialmente patogênicos para humanos e/ou animais, ou seja, importantes
do ponto de vista da Saúde Pública.
Deve-se atentar para o risco que existe no contato próximo de aves
marinhas com a indústria de pescado, seja durante a atividade pesqueira em si,
ou nas áreas de processamento de pescado e em fazendas marinhas, e como
isso pode contribuir para a dispersão de micro-organismos patogênicos e
facilitar a infecção humana (BUCK, 1990).
Dispersores importantes de micro-organismos são as aves migratórias,
que podem carreá-los de três diferentes formas: os animais podem ser
portadores do patógeno, adoecendo ou não; podem ser carreadores
mecânicos, quando o patógeno não se multiplica no organismo da ave, sendo
carreado na superfície do corpo ou no trato gastrointestinal, eliminado ainda
viável; ou podem carrear ectoparasitos infectados com o patógeno. Além disso,
ao migrar, estas aves costumam se encontrar em determinados pontos,
facilitando a transmissão interindividual e interespecífica, até porque o estresse
de migração contribui em diminuir a resistência dos indivíduos a infecções
(HUBÁLEK, 2004).
75
Um patógeno importante carreado pelas aves marinhas migratórias é o
Vibrio cholerae (HUBÁLEK, 2004; HALPERN et al., 2008). Desta forma, surtos
de cólera podem ocorrer em regiões distantes das áreas endêmicas
(HUBÁLEK, 2004). Por isso, Ogg e colaboradores (1989) se preocuparam em
isolar esta bactéria em aves aquáticas, no Colorado e em Utah, nos EUA. A
bactéria foi isolada de 17, 5% das fezes analisadas, estando presente nas
fezes de 20 das 28 espécies utilizadas para o estudo. Os autores também
conseguiram isolar a bactéria de swabs cloacais de filhotes, coletados nos
ninhos, indicando que estas aves já se tornam portadoras de V. cholerae muito
jovens. Na maioria dos isolamentos, tratava-se de V. cholerae não O1, como
no presente estudo, onde a bactéria foi isolada de apenas um animal, em swab
cloacal, também se tratando do V. cholerae não 01. Os autores isolaram V.
cholerae 01 biovar eltor subtipo Ogawa das amostras fecais de três espécimes.
É importante saber se trata-se do sorogrupo O1 ou O139 por serem estes os
sorogrupos responsáveis pelo cólera (RABBANI & GREENOUGH III, 1999).
Outro fato importante é que a incidência da bactéria, no estudo de Ogg e
colaboradores, aumentou com o retorno das aves migratórias, ressaltando a
importância das aves migratórias na propagação do patógeno.
Uma característica importante de algumas espécies do gênero Vibrio,
como V. vulnificus, V. parahaemolyticus e V. cholerae, é que sua sobrevivência
no ambiente aquático encontra-se relacionada à temperatura da água, onde a
maioria das infecções ocorre no verão, através do consumo de pescado
contaminado ou do contato da água contaminada com ferimentos (KANEKO &
COLWELL, 1974; KELLY, 1982; LEE at al., 1982; TILTON & RYAN, 1987;
MIYASAKA et al., 2006; AUSTIN, 2010). Miyasaka e colaboradores (2006), em
um estudo com aves aquáticas em Kunamoto, Japão, isolaram
V.
parahaemolyticus de 55,4% das aves, frequência maior do que a encontrada
no presente estudo, e V. vulnificus de 14,1% das aves, através de amostras
fecais. Os autores perceberam que as bactérias eram isoladas das fezes das
aves mesmo no inverno, quando a frequência de isolamento era baixa na água,
demonstrando que estas bactérias podem se multiplicar nos organismos das
aves quando as condições ambientais não são favoráveis.
Da mesma forma, Lee e colaboradores (1982) conseguiram isolar V.
cholerae em 6% dos swabs cloacais de gaivotas aparentemente saudáveis, em
76
Kent, Inglaterra, em períodos nos quais a temperatura da água encontrava-se
muito fria para a presença do micro-organismo. Os autores chamam atenção
para o fato de que a sobrevivência desta espécie no trato gastrointestinal
destas aves, por apenas alguns dias, já é suficiente para a dispersão do microorganismo para grandes distâncias. O estudo também contou com o
isolamento de V. cholerae não 01 em fezes frescas de dois cisnes brancos
(Cygnus olor).
Deve-se lembrar que a região abordada no presente estudo encontra-se
sob influência do fenômeno da ressurgência, que faz com que a temperatura
das águas diminua nos meses de primavera e verão, por conta de um
afloramento de águas frias, profundas e ricas em nutrientes, a Água Central do
Atlântico Sul (ACAS). O fenômeno ocorre devido às características geológicas,
físicas e meteorológicas da região de Arraial do Cabo e Cabo Frio, que forçam
as águas superficiais quentes da corrente do Brasil para longe da costa,
ocorrendo o afloramento da ACAS próximo à costa. Nos meses de setembro a
abril, a temperatura na água de superfície raramente ultrapassa os 18°C (índice
térmico superior da ACAS) e nas águas mais profundas, ela é frequentemente
inferior a 15°C (VALENTIN, 1984; VALENTIN & COUTINHO, 1990; LEITE et
al., 2006). E é nesta época que o P. puffinus aparece na costa brasileira. Deste
modo, a espécie pode ser uma importante carreadora das bactérias do gênero
Vibrio quando a temperatura da água está baixa.
As bactérias do gênero Aeromonas também habitam ambientes
aquáticos, sendo encontradas em todos os tipos de água, até em águas
cloradas para o consumo humano e não somente em água salgada ou salobra.
A maioria das gastroenterites causadas por Aeromonas spp. também ocorre no
verão, período de águas mais quentes na maior parte do mundo, uma vez que
a maior parte dos isolamentos ocorre justamente em temperaturas ambientais
elevadas (BURKE et al., 1984; MOYER, 1987; KIROV, 1993; PEREIRA et al.,
2008). Tal fato leva a pensar que a hipótese das aves aquáticas serem
mantenedoras do micro-organismo nos períodos de temperatura ambiental
desfavorável também se aplique aqui e deve-se levar em conta o período sobre
influência da ressurgência na área de estudo aqui apresentada.
Moyer (1987), ao pesquisar a fonte de infecção de pacientes com
diarreia causada por Aeromonas spp., relatou que alguns deles se
77
contaminaram por meio da ingestão de bivalves, da pesca e do ato de nadar
em águas não tratadas. Além disso, um dos pacientes era funcionário de um
mercado de peixe. Estas formas de infecção indicam a importância dos animais
na transmissão de doenças causadas por Aeromonas spp.
As aves aquáticas, dentre todas as aves, são as que estão mais
relacionadas ao carreamento de diferentes espécies de Aeromonas em seu
trato gastro-intestinal (STAPLES, 2000).
Em dois estudos realizados em no Canadá, Lévesque e colaboradores
(1993; 2000) isolaram altas concentrações de bactérias do gênero Aeromonas
de fezes de gaivotas-de-bico-riscado (Larus delawarensis), ressaltando a
importância de monitoramentos, uma vez que as aves podem contaminar
águas de recreação por meio das fezes, levando à contaminação de humanos
por ferimentos em contato com a água ou por ingestão de pescado
contaminado (HANSON et al., 1977; JOSEPH et al., 1979; KIROV, 1993;
LÉVESQUE et al., 1993, 2000).
O principal desfecho causado por Aeromonas spp. em humanos é a
gastorenterite, que no caso da A. sobria, única espécie identificada no presente
estudo, costuma cursar de forma aguda. A maioria das cepas desta espécie
apresenta uma toxina semelhante à toxina colérica (MOYER, 1987; ALBERT et
al., 2000; PEREIRA et al., 2008). Além da gastroenterite, bactérias do gênero
Aeromonas também costumam causar, em humanos, bacteremia, meningite,
infecções em ferimentos e nos pulmões (JANDA et al., 1996).
78
8. Conclusão
Com o presente estudo podemos concluir que o Puffinus puffinus é um
competente sentinela de saúde do Oceano Atlântico, visto que a partir de seus
tecidos, pôde-se detectar diferentes tipos de contaminantes químicos e, a partir
da coleta de swabs, pôde-se isolar espécies de bactérias comuns em
ambientes aquáticos.
Os
níveis
de
metais nos tecidos avaliados encontram-se em
conformidade com outros estudos envolvendo a espécie. Com relação aos
pesticidas organoclorados, o grupo dos DDTs foi o que apresentou os maiores
níveis de contaminação, com destaque para o composto pp´ DDE. Na análise
dos PCBs, os congêneres com maior grau de halogenação foram os que
apresentaram os níveis mais elevados nos tecidos de P. puffinus. Nas análises
bacteriológicas, grande parte dos exemplares apresentava contaminação por
Vibrio spp. e boa parte também por Aeromonas spp.
Conforme descrito, o bobo-pequeno alimenta-se de espécies de peixes e
cefalópodes que também são consumidas pelos humanos, ressaltando a
contribuição do trabalho no âmbito da Saúde Pública.
Este trabalho foi o primeiro a descrever os níveis de metais-traço e o
segundo a descrever os níveis de compostos organoclorados em tecidos de P.
puffinus recolhidos nos estados do Rio de Janeiro e do Espírito Santo. Além
disso, o trabalho contou com uma quantidade relativamente grande de
exemplares analisados, ao contrário dos outros estudos envolvendo a espécie.
Vale a pena ressaltar a importância dos monitoramentos de praia e a
necessidade de uma estrutura adequada para o acondicionamento de
amostras e para as diversas etapas do trabalho.
9. Recomendações
Como o bobo-pequeno se mostrou um bom organismo sentinela,
recomenda-se que os níveis de contaminantes e a frequência de isolamento de
micro-organismos sejam monitorados na espécie, para avaliar possíveis
agravamentos de perda de qualidade ambiental.
79
10. Referências Bibliográficas
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11. Apêndices
Apêndice 1: Resultados de p-valor do teste de qui-quadrado de Pearson (X²) entre as variáveis
ano e concentração dos compostos organoclorados
Composto
p-valor
HCB
0,35
Heptacloro Epóxido A
0,28
Oxiclordana
0,56
Heptacloro Epóxido B
0,78
Dieldrin
0,35
pp´ DDE
0,35
pp´ DDD
0,25
op´ DDT
0,25
Mirex
0,79
PCB 49
0,16
PCB 74
0,85
PCB 66
0,66
PCB 56 / 60
0,79
PCB 101
0,79
PCB 99
0,35
PCB 87
0,41
PCB 151
0,79
PCB 149
0,90
PCB 118
0,35
PCB 153
0,35
100
PCB 105
0,65
PCB 141
0,79
PCB 138
0,35
PCB 158
0,70
PCB 126
0,79
PCB 187
0,35
PCB 183
0,35
PCB 128
0,25
PCB 167
0,66
PCB 174
0,79
PCB 177
0,79
PCB 156
0,85
PCB 157
0,41
PCB 180
0,35
PCB 170
0,35
PCB 201
0,79
PCB 203
0,79
PCB 189
0,41
PCB 195
0,70
PCB 194
0,66
PCB 206
0,63
PCB 209
0,41
101