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Costa, Alcilea Fátima. Avaliação da contaminação humana por hidrocarbonetos policíclicos aromáticos: determinação de 1-hidroxipireno urinário. [Mestrado] Fundação Oswaldo Cruz, Escola Nacional de Saúde Pública; 2001. 80 p.

1 - INTRODUÇÃO

Os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) são, por definição, compostos binários formados por carbono e hidrogênio com estrutura que consiste de pelo menos 2 anéis aromáticos, de 5 ou 6 átomos de carbono, condensados. Os HPAs podem apresentar estruturas similares que apresentam heteroátomos associados em sua estrutura, em amostras de origem ambiental como os derivados nitrados (NHPAs) e os oxigenados (OHPAs)

São poluentes orgânicos de grande persistência (POP) ambiental, e muitos deles e/ou seus derivados são potencialmente carcinogênicos e ou/ mutagênicos, pois precisam de ativação prévia das enzimas do P450. Dados sobre a carcinogenicidade, genotoxicidade e mutagenicidade de alguns HPAs e seus derivados encontram – se na Tabela 1.

As propriedades químicas e físico-químicas dos HPAs são, em grande parte, determinadas por seus sistemas de duplas conjugados, que variam com o número de anéis e portanto, com suas massas moleculares. Os valores de algumas constantes físico-químicas relevantes para a compreensão do comportamento ambiental e toxicológico destes compostos, são apresentadas na Tabela 2.



Tabela 1: Carcinogenicidade, genotoxicidade e mutagenicidade de alguns HPA.
(Bouchez et al., 1996, a partir de dados do IARC, 1986)

PAH

Carcinogenicidade

Genotoxicidade

Mutagenicidade

Fluoreno

I

L

-

Fenantreno

I

L

+

Antraceno

N

N

-

Fluoranteno

N

L

+

Pireno

N

L

+

Benzofluorenos

I

I

?

Benzofluorantenos

S

I

+

Ciclopenta(cd)pireno

L

S

+

Benzo(a)antraceno

S

S

+

Criseno

L

L

+

Trifenileno

I

I

+

Benzo(e)pireno

I

L

+

Benzo(a)pireno

S

S

+

Perileno

I

I

+

Indeno(1,2,3-cd)pireno

S

I

+

Dibenzo(ac)antraceno

L

S

+

Dibenzo(ah)antraceno

S

S

+

Dibenzo(aj)antraceno

L

I

+

Benzo(ghi)perileno

I

I

+

Antantreno

L

I

+

Coroneno

I

I

+

Dibenzo(ae)fluoranteno

L

N

 

Dibenzopireno

S

I

+

2-nitronaftaleno

N

L

-

1-nitropireno

I

S

+

Dinitropireno

   

+

S = suficientes;
I = insuficientes;
L = limitados;
N = não carcinogênico.
Genotoxicidade foi avaliada através dos testes de deterioração do DNA; aberração cromossômica e mutagenicidade. Mutagenicidade (teste de Ames): + (positivo), - (negativo).

 

Tabela 2: Constantes físico-químicas de alguns HPAs.

PAHs

Peso Molecular

(u.m.a.)

Ponto de Fusão

(° C)

Ponto de Ebulição (° C)

Pressão de Vapor a 25° C

Coeficiente de partição octanol/água (log Kow)

Solubilidade em água a 25° C (ug/L)

Constante de Henry a 25° C (kPa)

Naftaleno

128,17

81

217,9

10,4

3,4

3,17 . 104

4,89 . 10-2

Acenaftileno

152,20

92-93

 

8,9 . 10-1

4,07

 

1,14 . 10-3

Acenafteno

154,21

95

279

2,9 . 10-1

3,92

3,93 . 103

1,48 . 10-2

Fluoreno

166,22

115-116

295

8,0 . 10-2

4,18

1,98 . 103

1,01 . 10-2

Antraceno

178,23

216,4

342

8,0 . 10-4

4,5

73

7,3 . 10-2

Fenantreno

178,23

100,5

340

1,6 . 10-2

4,6

1,29 . 103

3,98. 10-3

Fluoranteno

202,26

108,8

375

1,2 . 10-3

5,22

260

6,5 . 10-4

Pireno

202,26

150,4

393

6,0 . 10-4

5,18

135

1,1 . 10-3

Benzo(a)antraceno

228,29

160,7

400

2,8 . 10-5

5,61

14

Criseno

228,29

253,8

448

8,4 . 10-5

5,91

2,0

 

Benzo(a)fluoranteno

252,32

168,3

481

6,7 . 10-5

6,12

1,2 (20° C)

5,1 . 10-5

Benzo(j)fluoranteno

252,32

165,4

480

2,0 . 10-6

6,12

2,5 (20° C)

 

Benzo(k)fluoranteno

252,32

215,7

480

1,3 . 10-7

6,84

0,76

4,4 . 10-5

Benzo(a)pireno

252,32

178,1

496

7,3 . 10-7

6,50

3,8

3,4.10-5 (20° C)

Benzo(e)pireno

252,32

178,7

493

7,4 . 10-7

6,44

5,07 (23° C)

 

Perileno

252,32

277,5

503

 

5,3

0,4

 

Benzo(g,h,i)perileno

276,34

278,3

545

1,4 . 10-8

7,10

0,26

2,7.10-5 (20° C)

Indeno(1,2,3-c,d)pireno

276,34

163,6

536

1,3 .10-8 (20° C)

6,58

62

2,9.10-5 (20° C)

Dibenzo(a,h)antraceno

278,35

266,6

524

1,3 .10-8 (20° C)

6,50

0,5 (27° C)

7 . 10-6

Coroneno

300,36

439

525

2,0 . 10-10

5,4

0,14

Fonte: IPCS, 1998

 

A partir dos dados mostrados na Tabela 2, pode-se observar algumas características gerais dos HPAs: são sólidos à temperatura ambiente, tem altos pontos de ebulição e fusão, baixa solubilidade em água; são solúveis em solventes orgânicos e altamente lipofílicos; suas afinidades por fases orgânicas, lipofílicas, expressas através do coeficiente de partição octanol-água (Kow), são elevadas (entre 3,4 a 7,1) estes elevados coeficientes de partição indicam que podem ser absorvidos através de diversos tecidos biológicos, como por exemplo a pele (Netto,1999).

A solubilidade em água diminui com o aumento do tamanho da molécula e, com exceção do naftaleno, que é relativamente solúvel (32mg/L), os PAHs têm baixa solubilidade em água. Seus coeficientes de partição entre carbono orgânico e água (Kow) também são elevados e, como resultado, em sistemas aquosos, HPA tendem a concentrar-se em sedimentos ou ficam associados à matéria orgânica em suspensão.

A pressão de vapor e a constante de Henry também diminuem com o aumento do peso molecular. Como reflexo destes fatos, HPAs de 2 ou 3 anéis tendem a concentrar-se na fase gasosa do ar, HPAs com 4 anéis distribuem-se entre as fases do ar e HPA com 5 anéis ou mais concentram-se principalmente no material particulado atmosférico.

HPAs são compostos relativamente inertes e suas reações mais comuns são as reações de substituição ou de adição eletrofílica. Como as reações de adição destroem a aromaticidade do sistema conjugado, diminuindo a estabilidade da molécula, elas são, muitas vezes, seguidas por reações de eliminação, que regeneram o sistema aromático e dão origem a um produto final de substituição.

 

1.1 - Aspectos Históricos

Pode – se considerar como o início da química dos HPA o isolamento do benzo(a)pireno (BaP) do carvão, em 1931 e, subsequentemente, a sua síntese no mesmo ano. A sua identificação como uma nova substância química, em 1933, permitiu demonstrar que o BaP é um forte agente cancerígeno em animais (Finlayson-Pitts, 1986).

As primeiras provas dos riscos ocupacionais e ambientais dos HPA foram obtidas em 1922 pela demonstração de que extratos orgânicos de fuligem eram cancerígenos em animais (Passey, 1922) e, também pela atividade cancerígena do extrato de material particulado ambiental (Leiter, 1943). Posteriormente, a atividade biológica foi também observada em extratos de material particulado ambiental coletado do "smog" fotoquímico de Los Angeles (Waller, 1952).

O BaP foi identificado em fuligem doméstica e posteriormente em material particulado ambiental. Em 1970 o BaP (e outros HPAs) foi caracterizado como um agente cancerígeno de distribuição mundial, em ambientes respiráveis, e como constituinte de aerossóis urbanos (Finlayson-Pitts, 1986).

Nos anos 70 foi reconhecido o excesso de carcinogenicidade dos extratos de partículas atmosféricas até então atribuído ao BaP e demonstrado que a atividade cancerígena não é somente devida a esta substância mas, também, à presença de outras substâncias orgânicas ainda desconhecidas. Estas estão presentes, também, no material orgânico policíclico (MPO) de fontes de emissão primárias (Finlayson-Pitts, 1986; Pitts Jr., 1978).

Também nos anos 70 foi introduzido um método muito sensível e eficaz para a determinação da mutagenicidade de substâncias químicas, por meio de bactérias do gênero Salmonella que ficaria conhecido como ensaio de mutagenicidade ou "Teste de Ames - Salmonella" em homenagem a seus autores (Ames et al., 1975).

A partir desta época muita atenção tem sido dada a avaliação de HPAs em matrizes ambientais e biológicas.

Os principais HPAs recomendados pela EPA para o monitoramento biológico são mostrados na Figura 1 e seus respectivos nomes e abreviaturas estão listados na Tabela 3.

 

Tabela 3: Nomes e abreviaturas dos HPAs indicados pela EPA.
A numeração dos compostos corresponde à Fig.3.

Número

Nome

Abreviatura

1

Naftaleno

N

2

Antraceno

A

3

Pireno

Pi

4

Criseno

Cri

5

Fenantreno

Fe

6

Benzo[a]pireno

BaP

7

Dibenzo[a,h]antraceno

DiBahA

8

Benzo[a]antraceno

BaA

9

Benzo[g,h,i]perileno

BgP

10

Acenafteno

Ac

11

Acenaftileno

Ace

12

Fluoreno

Fl

13

Fluoranteno

Fluo

14

Benzo[k]fluoranteno

BkFluo

15

Benzo[b]fluoranteno

BbFluo

16

Indeno[1,2,3-c,d]pireno

IndP

 

 

Figura 1: Estrutura química dos HPAs indicados pela EPA para monitoramento ambiental

 

1.2 - Principais Fontes Emissoras

Os HPAs são emitidos por fontes naturais e antropogênicas. A contribuição das fontes naturais é muito limitada restringindo-se, praticamente, à queima espontânea de florestas e emissões vulcânicas. As fontes antropogênicas representam o principal processo de produção de HPAs (Lee et al. 1981).

A queima de combustíveis como petróleo e seus derivados, carvão, madeira, gás de carvão etc; produz HPAs e muitos outros poluentes atmosféricos. A quantidade e os tipos de HPAs formados dependem das condições específicas do processo e do tipo de combustível, sendo que processos mais eficientes emitem menores quantidades de HPAs. A fumaça de cigarro, queimadas e calefação (especialmente em países de clima temperado) são importantes fontes de HPAs e derivados (Lopes et al. 1996).

Os HPAs são oriundos também de fontes tecnológicas que podem ser móveis ou estacionárias. Entre as fontes móveis, destaca-se o motor de combustão interna como o principal emissor destas substâncias para o ambiente. Este tipo de motor é o mais comum em diversos veículos de transporte de cargas e passageiros. As fontes estacionárias são subdivididas entre as utilizadas na geração de energia elétrica e calor e aquelas ligadas à atividade industrial (e.g., produção de alumínio) e de incineração (principalmente de rejeitos químicos) e podem emitir uma grande variedade de produtos de combustão incompleta (Netto et al. 1999).

As fontes veiculares de emissão têm uma grande importância devido à complexidade e quantidade, cada vez maior, de material que é lançado na atmosfera. O material particulado emitido por veículos a diesel, por exemplo, é constituído principalmente de carbono elementar que atua como superfície de condensação de HPAs e de outros compostos aromáticos.

A Tabela 4 apresenta uma estimativa da emissão de HPAs para a atmosfera por diversas fontes na Inglaterra em 1993 (APARG, 1995). Como se pode ver, a combustão doméstica de carvão e madeira e a emissão por veículos automotores são bastante importantes.

 

Tabela 4: Inventário das emissões de HPAs na Inglaterra em 1993 (TOMPS, 1995).
Emissão estimada de HPAs

Processo

Toneladas

% min #

% max $

Queima de carvão residencial

110 – 280

29,41

20,28

Produção de alumínio

100*

26,74

7,24

Emissão veicular

50 – 470

13,37

34,04

Plantas de Produção de coque (coqueiras)

47 – 90

12,57

6,52

Queima doméstica de madeira

26 – 320

6,95

23,18

Queima de pneus usados

23*

6,15

1,67

Fogos naturais

8*

2,14

0,58

Unidades de sinterização

4,6*

1,23

0,33

Queima de palha de plantação de cereais

4 – 10

1,07

0,72

Produção de energia (por queima de óleo)

0,8

0,21

0,06

Produção de energia (por queima de carvão)

0,2 – 9

0,05

0,65

Queima de madeira por indústrias

0,2 – 65

0,05

4,71

Produção de betume

0,13*

0,03

0,01

Gases emitidos em resíduos domésticos

0,06 – 0,08

 

0,01

Incineração de resíduos sólidos domésticos

0,05 – 0,7

0,01

0,05

Fornos elétricos (produção de aço e ferro)

0,03- 4

0,01

0,29

Queima de carvão industrial e comercial

0,01 – 0,7

0,00

0,05

Incineração de resíduos químicos

0,005 – 0,07

0,00

0,01

Incineração de resíduos hospitalares

0,004 – 0,06

0,00

0,00

Incineração de lama de tratamento de esgoto

0,001 – 0,02

0,00

0,00

Crematórios

s.d.

s.d.

s.d

Industria química

s.d.

s.d.

s.d

Produção de cimento, cerâmicas e tijolos

s.d.

s.d.

s.d

Produção de metais não ferrosos (*exclui alumínio)

s.d.

s.d.

s.d

Queima de resíduos de óleo

s.d.

s.d.

s.d

Regeneração de carvão ativos

s.d

s.d

s.d

Total

380-1400

380

1400

(*) – baseado em apenas uma estimativa
(#) – percentagem calculada a partir dos valores mínimos
($) – percentagem calculada a partir dos valores máximos
s.d. – sem dados disponíveis.

 

Tabela 5: Emissões de HPAs nos EUA, Suécia e Noruega (toneladas/ano).

Adaptada a partir dos dados compilados por Baek et al. (1991)

Estimativas para os EUA realizadas por 2 autores diferentes.

Emissão de HPA (ton/ano)

FONTE
EUA
1981
EUA
1983
Suécia
1983
Noruega
1983
Aquecimento residencial
3956
(36%)
1380
(16%)
132
(26%)
63
(21%)
Processos industriais
640
(6%)
3497
(41%)
312
(62%)
203
(69%)
Incineração
56
(1%)
50
(1%)
2
(1%)
1
(0%)
Fogos em áreas abertas
4025
(36%)
1100
(13%)
2
(1%)
1
(2%)
Geração de energia
88
(1%)
401
(5%)
7
(1%)
1
(0%)
Fontes móveis
2266
(21%)
2170
(25%)
47
(9%)
20
(7%)
Total
11031
8598
502
294

A Tabela 5, compilada por Baek et al. (1991) apresenta estimativas da emissão de HPAs na Suécia, na Noruega e nos EUA (1981 e 1983). Como se pode verificar, há acentuada discrepância nas estimativas de emissão de HPAs para os EUA e o intervalo de 2 anos não pode ser considerado responsável pela diferença dos valores. Os fatores responsáveis por esta diferença podem estar relacionadas às características das próprias metodologias empregadas e também à qualidade e quantidade de dados disponíveis para a estimativa da emissão pois estas sofrem variações sazonais e de longo tempo, além do que diferenças de características de micro regiões (bairros ou áreas de uma cidade) que também as afetam (Baek et al. 1991).

Esta diferença pode ser ilustrada pelas concentrações de HPAs medidas em 1991 e 1992 em algumas cidades da Inglaterra (Tabela 6) onde, embora os perfis observados de HPAs fossem os mesmos, suas concentrações eram diferentes nos diversos locais (APARG, 1995).

No Brasil não existe ainda uma base de dados que permita estimar as quantidades e as fontes de HPAs lançados na atmosfera.

Os NPAHs também são emitidos diretamente por diversas fontes de combustão. Já foram identificados em material coletado de emissão de motor a diesel e a gasolina, em fumaça de cigarro e madeira. Também, foram encontrados em toner de fotocopiadoras, negro de carbono e em material particulado de atmosferas urbanas (White et al. 1985 ; Moreira et al. 1995).

 

Tabela 6: Concentrações médias e faixas de concentração de (ng/m3 ) de diversos HPAs medidos em 4 cidades da Inglaterra entre 1991 e 1992.

Londres Stevenage(*) Manchester Cardiff

HPAs média

faixa

média

faixa

média

faixa

média

faixa

Ace

3,4

0,79-23

2,59

0,2-14

2,55

0,05-30

2,86

0,16-31

Fl

23

3,4-161

17

5,3-86

21

0,07-111

13

0,28-117

Fe

79

9,0-492

41

8,5-196

46

2,2-173

24

2,25-174

A

5,9

0,8-40

3,65

0,65-14

3,7

n.d.-22

2,28

n.d.-22

Fluo(#)

10,4

2,3-6,2

6,7

2,03-24

13

0,93-76

9,70

0,16-80

Pi

9,5

2,1-64

5,61

1,42-21

8,9

1,7-49

6,14

0,33-52

BaA

1,31

0,16-19

1,11

0,14-10,2

1,68

0,12-12

1,28

n.d.-13

Cri

2,27

0,41-24

1,88

0,31-14

2,18

0,13-10,3

2,10

n.d.-24

BbFluo

1,4

0,31-15

1,24

0,2-8,99

1,3

0,13-7,7

1,60

n.d.-13

D[ac]A(%)

0,34

n.d.-5,0

0,39

n.d.-4,65

1,51

0,21-8,2

1,62

n.d.-15

BkFluo

1,4

0,23-17

1,3

0,15-1,05

       

BaP

0,81

n.d.-10,2

0,64

n.d.-5,2

1,51

0,18-13

1,16

n.d.-14

BgP

4,87

0,4-85

3,7

0,15-60

2,14

0,36-16

1,60

n.d.-16

Cor

n.a.

n.a.

n.a.

n.a.

0,95

0,17-69

0,60

n.d.-6,92

Total

143

 

87

 

106

 

78

 

(#) coeluído com metil-fenantrenos na análise das amostras de Cardiff e Manchester
(%) coeluído com BbFluo na análise das amostras de Cardiff e Manchester
(*) amostras coletadas somente até abril de 1992

 

 

Figura 2: Ativação do BaP e formação de adutos com macromoléculas.

(Zander, 1976; IPCS, 1998).

 

1.3 - HPAs X Meio Ambiente

A atmosfera constitui um importante meio de transporte para os compostos orgânicos e inorgânicos emitidos por fontes naturais e antropogênicas (resultantes da ação/atividade humana ). Os Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPAs) podem estar presentes na atmosfera tanto em forma vapor quanto adsorvidos no material particulado (Netto et al 1999).

A importância ambiental dos HPAs e derivados está muito bem estabelecida e aceita pela comunidade científica. Os estudos sobre essa classe de compostos englobam uma grande variedade de aspectos como cinética e produtos de reações em fase vapor, desenvolvimento de metodologias analíticas e estudos de campo sobre concentrações atmosféricas, síntese, atividades cancerígena e mutagênica e processos de remoção da atmosfera(Netto et al. 1999).

As transformações químicas dos HPAs na atmosfera são estudadas desde 1956 quando foram publicados os trabalhos pioneiros de Falk et al. Outras matrizes como hidrosfera, solo, biota, alimentos, etc, têm sido objeto de atenção e pesquisas nessa área ( Bo-Xing et alii. 1988; Krylov et alii. 1995; Jones et alii. 1989; Kostyuk et alii. 1995; Ariese et alii. 1990 ; Lawrence et alii. 1986).

Os Nitroderivados dos Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (NHPAs) também são emitidos para atmosfera em processos de combustão, porém, em menores quantidades que os HPAs. Contudo, a formação de NPAHs na atmosfera predomina sobre o processo de emissão direta.

 

1.4 - HPAs X Saúde Pública

A contaminação de rios, mares e florestas e, também da atmosfera, pode causar danos irreparáveis à natureza e à saúde humana. A ação maléfica dos HPAs sobre os organismos vivos pode ser exercida diretamente e, principalmente, através de seus derivados, muitos deles ainda desconhecidos.

Os efeitos dos HPAs sobre a saúde humana estão diretamente associados ao mecanismo de contaminação que ocorre principalmente através da inalação de aerossóis atmosféricos.

A exposição humana (e de outros animais) a HPAs ocorre por diferentes vias. As mais importantes são a inalação de ar poluído e a ingestão de alimentos ou de água contaminada. No caso de seres humanos, outros importantes modos de exposição a HPAs são o hábito (ou vício) de fumar, a inalação (passiva) de fumaça de cigarros e a exposição ocupacional em atividades e processos envolvendo a produção ou manuseio de matérias-primas que contenham estes compostos (IPCS, 1998).

HPAs já foram detectados em alimentos brutos e processados. A presença de HPAs em alimentos brutos de origem vegetal, pode ser creditada principalmente à deposição atmosférica. Animais aquáticos, como mexilhões e ostras que tendem a acumular HPAs podem, eventualmente, representar outra forma de aporte destes compostos aos seres humanos e a outros animais (Guillén et al. 1994). Em alimentos processados, a presença de HPAs está associada ao alimento in natura ou ainda a alguma etapa de processamento, como é o caso da defumação ou fritura dos alimentos. (Guillén et al. 1994).

Como já foi dito anteriormente, na atmosfera, os HPAs estão distribuídos entre a fase gasosa e o material particulado atmosférico em função das condições ambientais (principalmente da temperatura) e das constantes físico-químicas do composto em questão. A maior parte dos HPAs presentes em material particulado atmosférico se concentram nas partículas de menor diâmetro aerodinâmico( Miguel, et al. 1978) que, devido às características do sistema respiratório humano são capazes de atingir as vias respiratórias internas onde os processos de eliminação de HPAs associados às partículas é lento.

O trato respiratório pode ser convenientemente dividido em duas regiões distintas: a região extratorácica constituída pelas vias nasal e oral, faringe e laringe; e a região intratorácica que inclui os brônquios, traquéia e alvéolos. Devido a deposição de partículas ambientais e organismos, a região extratorácica é muito susceptível a infecções e doenças respiratórias. A deposição de partículas na região extratorácica é considerada a primeira linha de defesa contra a penetração de partículas nas vias mais profundas mas, também é reconhecido como um sítio de efeitos tóxicos. A região intratorácica, por sua vez, é dividida em região traqueobronquial e região alveolar onde geralmente ocorre o câncer de pulmão e outras enfermidades crônicas (Cheng et alii. 1995).

Partículas menores têm um tempo de residência maior na região intratorácica, permanecendo por semanas e até anos em contato direto com a membrana alveolar. O estudo da distribuição do BaP no Rio de Janeiro, utilizando um impactador em cascata, indica que os HPAs estão preferencialmente adsorvidos em partículas menores, com diâmetro aerodinâmico entre 0,05 e 0,26m m (Miguel et alii. 1978; Miguel et al. 1984). Outros estudos indicam que 95% dos HPAs estão associados a partículas menores que 10m m de diâmetro o que corresponde àquelas consideradas inaláveis (d.p. £ 15m m). Isto aumenta a possibilidade de absorção pelo organismo devido a eficiente deposição intratorácica (de Andrade et al. 1986; Hatch et alii. 1965).

Como os compostos que tendem a concentrar-se em partículas são os mais pesados, para os quais se tem maior interesse toxicológico por serem os mais carcinogênicos (Tabela 1) , e como os processos de combustão (principalmente veícular) tendem a formar partículas muito finas, a inalação de HPAs durante a respiração é muito importante, o que faz com que tenha sido observada boa correlação entre os marcadores de exposição à HPAs ( como 1-OHP) e a poluição atmosférica (Kanoh, 1993).

Estudos recentes indicam que a deposição na região intratorácica aumenta com o tamanho da partícula, de 0,005 m m a 0,020 m m, e decresce de modo constante até diâmetro de 0,2 m m. A deposição mais eficiente na região intratorácica ocorre, portanto, com partículas submicrométricas em torno de 200nm (Cheng, et alii.1995).

No Brasil, alguns estudos de monitoramento ambiental foram realizados principalmente na cidade do Rio de Janeiro (Daisey et alii. 1987). Em 1984 foram quantificados 9 HPAs em aerossóis atmosféricos coletados em locais de intenso tráfego de veículos automotores. As análises foram realizadas por cromatografia líquida de alta eficiência com detecção por fluorescência. Os resultados demonstram uma relação direta entre as concentrações de HPAs e carbono elementar (CE) sendo que a concentração dos mesmos é maior durante o dia (Tabela 7).

A razão HPAs/CE é aproximadamente constante para ambos os períodos (noturno/diurno) para amostras coletadas de Segunda a Sexta feira (Tabela 8).

Os dados indicam que ocorre perda por dessorção ou reação química durante o dia; que há aumento da concentração no período noturno, quando a temperatura cai e radiação solar está ausente; e que durante a noite ocorre preferencialmente o processo de deposição seca do CE depositado sobre partículas finas (Daisey et alii. 1987).

Dados relatam a quantificação simultânea de 11 HPAs coletados durante um período de 12 horas (7:00 – 19:00h) em dois sítios de amostragem, no túnel Santa Bárbara (1,3 Km de extensão) e no bairro de Vila Isabel (área residencial - comercial), na cidade do Rio de Janeiro, em 1986 (Miguel et alii. 1989).

Os valores encontrados refletem a origem veicular dos HPAs que estão muito mais concentrados no túnel (5 a 10 vezes) do que em área residencial –comercial (Tabela 8 ).

Trabalhos mais recentes, (Fernandes et alii. 1998,1999) relatam a determinação da concentração de benzeno e benzo(a)pireno no ar atmosférico da cidade do Rio de Janeiro em quatro pontos: Alto da Boa Vista, Ilha do Governador, Centro da cidade e avenida Brasil. As concentrações encontradas de benzo(a)pireno (£ 0.70 ng/m3) e do benzeno (£ 11m g/m3) eram relativamente baixas e a distribuição destes poluentes orgânicos no ar atmosférico do Rio está associada com o tráfego de automóveis.

A determinação de HPAs em amostras ambientais de diversas origens por Netto, demonstra que as concentrações de HPAs em material particulado atmosférico (MPA) variam entre 0,01 ng/m3 e 4,0 ng/m3 dependendo do local da amostragem e do horário de coleta (Netto, 1999). As menores concentrações de HPAs em MPA foram registradas no material coletado em Niterói enquanto na Avenida Brasil foram observadas as maiores concentrações de HPAs dentre estas amostras coletadas na cidade do Rio de Janeiro. No caso das amostra de casca de tronco de árvore, os teores observados variaram entre 10 e 300 ng/g, dependendo do HPA e da localização da amostra. Não foi observada uma clara dependência das distâncias às fontes emissoras e aparentemente, outros fatores ambientais têm importância fundamental nas concentrações de HPA neste meio e a possibilidade de usar este meio como amostrador passivo para HPA, que foi uma das hipóteses iniciais deste estudo.

A avaliação e o controle da exposição humana a substâncias que possuam atividade carcinogênica/mutagênica podem trazer benefícios a população, particularmente quando sabe-se que a grande maioria dos cânceres resulta de interações genéticas e ambientais, sendo as causas externas (ambientais), em conjunção com fatores de suscetibilidade adquirida, as mais importantes.

 

Tabela 7: Concentração(ng m-3) de HPAs e CE no Rio de Janeiro

FLT
PYR
BaA
CHR
BkF
BaP
BgP
IND
CE

Dia

1,49
1,28
0,97
1,40
1,04
2,62
4,01
2,86
11,8
Noite
1,08
1,04
1,09
1,48
1,10
2,80
3,67
2,74
8,87
N/D
1,38
1,23
0,89
0,95
0,95
0,94
1,09
1,04
1,33

Fonte: Daisey, et al 1987.

 

 

Tabela 8:Razão HPAs/CE (n= 12 para cada período)

FLT
PYR
BaA
CHR
BkF
BaP
BgP
IND
CE

Dia

1,13
0,98
0,70
1,06
1,83
0,84
1,99
3,61
2,41
Noite
1,25
1,10
1,06
1,53
2,67
1,19
2,93
4,33
3,07

Fonte: Miguel et al, 1989

 

1.5 - Metabolismo dos HPAs e de seus derivados nitrados

A biotransformação dos HPAs envolve uma série de enzimas que catalisam reações de oxidação, redução e hidrólise (oxigenases de função mista, citocromo P 450, NADPH-citocromo-c-redutase) bem como as que catalisam reações de conjugação (sulfotransferase, epóxido hidrolase, glutation-S-transferase e UDP-glicotransferase) estão distribuídas em todos os tecidos.

Monoxigenases dependentes do citocromo P 450 (CYP1A) são responsáveis pela oxidação enzimática dos PAHs. Elas agem principalmente sobre a região de elevada densidade eletrônica ou a nível da região angular da molécula do PAH formando óxidos de arenos (epóxidos) que podem espontaneamente formar fenóis ou, por ação das epóxido hidrolases, produzirem dihidrodióis vicinais. Alguns fenóis são oxidados a quinonas e outros podem sofrer nova epoxidação levando à formação de epóxidos secundários (dihidrodiolepóxidos). O carbono benzílico dos dihidrodiol-epóxidos é capaz de reagir com as bases nucleofílicas do DNA, notadamente a guanidina e, eventualmente, iniciar um processo mutagênico.

Reações semelhantes são observadas com outras macromoléculas tais como a albumina e a hemoglobina.

Os dihidrodiol-epóxidos são altamente instáveis e, quando não reagem rapidamente, são hidrolisados a tetróis, cuja formação pode ser utilizada como bioindicador da formação de diolepóxidos.

Os fenois, as quinonas e os dihidrofenois podem sofrer conjugação formando sulfatos e glucuronatos. Os óxidos de arenos, as quinonas e os diol epóxidos também reagem com o glutation e podem ser eliminados através da urina sob a forma de tioéteres.

Uma representação simplificada do metabolismo do BaP pode ser vista na Figura 2.

Os NPAHs são, comprovadamente, potentes mutágenos para Salmonella typhimurium (teste de Ames), para bactérias e células eucarióticas (células de ovário de hamsters, células epiteliais de ratos -RL 4). Estas substâncias são capazes de provocar mutações mesmo sem sofrerem qualquer tipo de ativação metabólica. Mononitro derivados são geralmente metabolisados através de processos oxidativos gerando espécies semelhantes àquelas formadas pelos HPAs (diolepóxidos e aminodiolepóxidos) capazes de formar adutos por reação com a de oxiguanosina.

 

1.6 - Reatividade com macromoléculas biológicas

Alguns trabalhos relacionando a atividade carcinogênica/mutagênica dos vários PAHs com suas estruturas químicas têm sido publicados (Nardini et alii. 1985). Conforme dito anteriormente, os PAHs não são mutagênicos diretos e necessitam sofrer ativação metabólica preliminar para se tornarem capazes de reagir com o DNA e outras macromoléculas.

Quatro mecanismos tem sido propostos para explicar a ativação de PAHs: 1) oxidação enzimática seguida de hidrólise com a formação de diol epóxidos (é o mecanismo mais aceito); 2) formação de ésteres benzílicos, eletrofílicos, através de uma série de reações de substituição (Stansbury et alii. 1994); 3) produção de radicais catiônicos através da oxidação enzimática com envolvimento de um elétron e 4) dehidrogenação enzimática dos metabólitos dihidrodiois produzindo quinonas capazes de reagirem diretamente com o DNA ou capazes de reagirem com o O2 gerando espécies oxigenadas reativas, como os radicais hidroxilas ou ânions superóxidos que atacam o DNA, conforme representado nas Figura 2. Estes mecanismos não são excludentes podendo ocorrer simultaneamente (Harvey et al. 1996).

De acordo com a hipótese atualmente mais aceita, a ligação entre os diol epóxidos, resultantes da ativação metabólica destas substâncias e o DNA são favorecidas quando diol epóxidos vicinais são formados (região de "baía"), principalmente nas moléculas não lineares, como o benzo(a)pireno, cujo mecanismo de ativação metabólica pode ser visto na Figura 2.

Provavelmente o ataque eletrofílico do DNA aos epóxidos ocorra através de um mecanismo do tipo SN1 e se processe através de estados de transição nos quais os hidrocarbonetos exibem significante caráter de íon carbonium. Assim, a reatividade com o DNA e, consequentemente a capacidade carcinogênica destes compostos, estaria diretamente relacionada com a facilidade de formação destes ions.

De fato, a reatividade observada para os metabólitos possuindo diol epóxido na região de baía comparada com aqueles que a possuem na região K (fjord) mostram maior reatividade dos primeiros, provavelmente como resultado do acesso mais fácil aos orbitais p (Fetzer et alii. 1993).

Algumas relações tem sido encontradas entre modelos teóricos que envolvem alguns parâmetros moleculares como o orbital molecular vago de mais baixa energia, a hidrofobicidade e o número de anéis aromáticos com a mutagenicidade (Harvey et al. 1978).

Resultados de testes laboratoriais realizados com diversos HPAs para a verificação de suas atividades carcinogênicas, mutagênicas ou genotóxicas mostraram que os efeitos dos diferentes compostos são variáveis, como mostrado na Tabela 1.

Também pode ser observado nos dados da Tabela 1 que a capacidade carcinogênica e mutagênica dos diferentes PAHs é significativa para aqueles que possuem mais de 4 anéis aromáticos fundidos e maior para os que têm 5 ou 6 anéis. A substituição de hidrogênio por grupos químicos, também pode afetar drasticamente a atividade dos PAHs dependendo da posição onde a substituição se dá e do grupo substituinte (Combariza et alii. 1996).

A presença simultânea de vários destes compostos no ambiente faz com que a avaliação de suas genotoxicidades a partir de amostras ambientais seja muito difícil. Isto também dificulta estudos de correlação pois a via de introdução de PAHs no organismo influencia seu poder carcinogênico/mutagênico bem como a localização dos tumores.

Estas características variam de uma espécie animal para outra (Bouchez et alii. 1996) e na espécie humana, a via respiratória é considerada a mais importante, particularmente para indivíduos ocupacionalmente expostos, mas em muitos casos, a via dérmica pode ser tão ou mais importante (Harvey et alii. 1978). Muitas destas substâncias têm efeito negativo sobre o sistema imunológico animal, característica que parece estar associada à capacidade carcinogênica (Sartorelli et alii. 1996).

Um esquema proposto para a carcinogênese por exposição ambiental considera as seguintes etapas: exposição ambiental, ativação metabólica, formação de adutos entre os PAHs e o DNA, mutação em genes críticos como, por exemplo, o P 53 (gene repressor de tumor) e sucessão de mutações em outros genes (Jones et alii. 1974; Muller et alii. 1991).

É importante realçar que o aparecimento do câncer é um processo que envolve várias etapas (não apenas a formação de adutos com o material genético), sendo também influenciado por suscetibilidade individual e outros fatores, tais como gênero, etnia, idade, estado de saúde, nutrição e polimorfismo genético.

Em geral, maior concentração de adutos PAHs-DNA é encontrada em fumantes ou pessoas ocupacionalmente expostas.

 

Figura 2: Ativação do BaP e formação de adutos com macromoléculas.

 

1.7 - MONITORAMENTO BIOLÓGICO

A exposição humana (e de outros animais) a HPAs ocorre por diferentes vias. As mais importantes são a inalação de ar poluído e a ingestão de alimentos ou de água contaminada. No caso de seres humanos, outros importantes modos de exposição a HPAs são o hábito (ou vício) de fumar, a inalação (passiva) de fumaça de cigarros e a exposição ocupacional em atividades e processos envolvendo a produção ou manuseio de matérias-primas que contenham estes compostos (IPCS,1998).

A biotransformação de HPAs em organismos vivos está bem estudada (IPCS,1998) e pode representar uma forma de redução dos níveis ambientais destas substâncias, mas a metabolização pode Ter dois papéis antagônicos nestes organismos: a) pode levar à formação de substâncias mais tóxicas; b) pode servir como mecanismo de detoxificação. Um exemplo é a presença de conjugados de 1-hidroxipireno com b -O-glicosídeos e b -O-glicorinídeos em plantas (Nakajima et al., 1996).

A procura de bioindicadores confiáveis para o estudo da exposição humana aos PAHs e seus derivados constitui ainda matéria para muita pesquisa. Alguns indicadores específicos, como por exemplo o 1-hidroxipireno, têm sido propostos e utilizados com sucesso nos estudos da exposição humana a determinados PAHs.

No conhecimento do paradigma clássico exposição – doença, os marcadores biológicos de exposição e efeito são de grande utilidade na produção de informações que permitem a adoção de medidas preventivas. Assim, a importância e atualidade do tema em conjunção com as limitações atualmente disponíveis justificam investimentos científicos e fazem com que esta área seja bastante atraente para desenvolvimentos futuros.

1.8 – 1-OHP COMO BIOINDICADOR

O 1-OHP, principal metabólito do pireno tem sido amplamente utilizado como indicador de exposição aos HPAs, devido à sensibilidade, simplicidade e rapidez em sua análise. Alem disto, o pireno é encontrado em um percentual consistente da mistura de HPAs presentes no ar e no ambientes de trabalho.

O nível de 1-OHP presente na urina reflete a exposição global a HPAs, considerando sua exposição por via respiratória e por via cutânea. Na avaliação da exposição ocupacional a HPAs deve-se considerar o estilo de vida do trabalhador, como o hábito de fumar , a alimentação, a poluição atmosférica da região de sua residência e do trabalho, pois estes fatores influenciam na excreção urinária de 1-OHP (Apostoli et alii. 1996).

Geralmente, os HPAs são metabolisados em diferentes poli-hidroxi-HPAs, com exceção do pireno que é quase que completamente (geralmente cerca de 90%) metabolisado a 1-OHP em todas as espécies animais estudadas (Apostoli et alii. 1996).

 

1.9 - OBJETIVOS

  • Implementação da metodologia analítica para análise de 1 hidroxipireno em urina humana.
  • Verificar a influência de algumas variáveis gerais (hábitos de vida e características sócio-econômicas) sobre os resultados.
 
 
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