Doseamento de Hidrocarbonetos Aromáticos … · Os extractos obtidos por Soxhlet foram purificados por cromatografia em coluna. Todos os extractos foram analisados por cromatografia

FACULDADE DE FARMCIA UNIVERSIDADE DO PORTO

MESTRADO EM CONTROLO DE QUALIDADE

Doseamento de Hidrocarbonetos Aromticos

Policclicos em solos florestais

CORNELIA GARRIDO SOUSA CASTRO

Porto 2000

FACULDADE DE FARMCIA UNIVERSIDADE DO PORTO


Doseamento de Hidrocarbonetos Aromticos

Policclicos em solos florestais

CORNLIA GARRIDO SOUSA CASTRO

( :>.(!!! : 'I SAKMAGA U. P.

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1% Coifj

Cr\s

Porto 2000


REA CIENTFICA: AMBIENTE

Dissertao de candidatura ao grau de Mestre em

Controlo de Qualidade na rea de especializao de

Ambiente, apresentada Faculdade de Farmcia da

Universidade do Porto.

DR n. 162 de 16/7/97, II srie, pginas 8485 e 8486

DR n. 216 de 13/10/92

Trabalho realizado em:

Faculdade de Farmcia da Universidade do Porto

Servio de Qumica Orgnica

Servio de Hidrologia

Orientador:

Professor Doutor Carlos Manuel Magalhes Afonso

Ao Prof. Doutor Carlos Manuel Magalhes Afonso pelas sugestes e correces efectuadas.

A Prof. Doutora Maria de Lourdes Bastos pelo incentivo.

Ao Dr. Carlos Gonalves pela contribuio na realizao da parte experimental e pela sua

disponibilidade.

Ao Dr. Manuel Pinto e Dra. Edite Cunha por toda a ajuda prestada.

Ao Sr. sub-chefe Jos Mendes da Corporao de Bombeiros Voluntrios da freguesia de

Melres, concelho de Gondomar pelas informaes prestadas.

Aos meus alunos por terem sido o estmulo sempre presente.

Ao Adelino pelo apoio incondicional.

Aos meus pais que me ensinaram que "o saber no ocupa lugar".

Alguns dos resultados preliminares obtidos durante este estudo constam do

poster "PAH concentration and composition in soils" apresentado no

XVII Encontro Nacional da Sociedade Portuguesa de Qumica, que decorreu

em Lisboa entre 1 e 3 de Maro de 2000, subordinado ao tema "A Qumico

nas Interfaces".

Doseamento de Hidrocarbonetos Aromticos Policclicos em solos florestais

RESUMO

Os hidrocarbonetos aromticos policclicos (PAHs) formam-se durante a

combusto incompleta de matria orgnica e constituem um importante grupo de

poluentes, quer devido sua ubiquidade e persistncia no ambiente, quer devido

sua comprovada carcinogenicidade.

Com o objectivo de determinar o teor de seis PAHs - fluoranteno, ben-

zo [b]fluoranteno, benzo[k]fluoranteno, benzo[a]pireno, benzo[g,h,/]perileno e in-

deno[l,2,3-c,d]pireno - analisaram-se amostras de solos provenientes de locais

sujeitos a incndios florestais e de um outro envolvente dos anteriores mas no

sujeito a fogo.

O estudo incidiu sobre solos provenientes da freguesia de Medas, concelho

de Gondomar (Porto) onde se situam os locais sujeitos a fogos florestais em Junho

e Julho de 1999.

Recorreu-se a dois mtodos de extraco: fluido supercrtico (SFE) e So-

xhlet. Os extractos obtidos por Soxhlet foram purificados por cromatografia em

coluna. Todos os extractos foram analisados por cromatografia lquida de alta efici-

ncia (HPLC) com detector de fluorescncia.

Os resultado obtidos demonstram que a concentrao dos seis PAHs em

estudo nos solos provenientes do locais onde ocorreram incndios bastante supe-

rior concentrao dos mesmos compostos num solo proveniente da rea envol-

vente no ardida.

Os resultados de estudo realizado demonstram que o uso de SFE para an-

lise e quantificao de PAHs em amostras ambientais heterogneas e complexas,

Mestrado em Controlo de Qualidade - rea cientfica: Ambiente

Doseamento de Hidrocarbonetos Aromticos Policclicos em solos florestais

como os solos, pode apresentar vrias vantagens sobre o mtodo clssico que o

Soxhlet. O mtodo desenvolvido e apresentado preciso, exacto e apresenta uma

linearidade de resposta e um limite de deteco que permitem a quantificao de

nveis vestigirios.

Os nveis de concentrao dos PAHs nos solos devero ser monitorizados

para identificar situaes que possam ser potencialmente perigosas para a vida

humana pelo que o estudo realizado poder constituir referncia e motivao para

estudos ambientais futuros.


Quantification of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in forest soils

ABSTRACT

The polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) are formed during the

combustion of organic matter and are an important group of pollutants due to

either their ubiquity and persistence in the environment or to their proved

carcinogenicity.

With the aim of quantifying the amount of six PAHs - fluoranthene,

benzo[b]fluoranthene, benzo[/c]fluoranthene, benzo[a]pyrene, benzo[g,h,i]perylene

and indeno[l,2,3-cd]pyrene - samples of forest soils showing fire action as well as

soils from surrounding areas were analysed.

This study was carried out with forest soils from Medas, Gondomar (Oporto)

where fires occurred between June and July of 1999.

In this study two extraction methodologies were compared: SFE and

Soxhlet. The Soxhlet extracts were purified by column chromatography. The

quantification of PAHs in every extract was established by high performance liquid

chromatography (HPLC) with fluorescence detector.

Results show that the amount of the six PAHs in forest soils showing fire

action was higher than the one from surrounding areas. Thus, the use of SFE for

analysis and quantification of PAHs in heterogen and complex matrix like soils may

have some advantages over the classical Soxhlet methodology.

The developed methodology is precise and accurate, shows linearity of

response and a limit of detection that allows the quantification of traces.


Quantification of Po/ycyc/ic Aromatic Hydrocarbons in forest soils

PAHs should be monitored in soils in order to identifying eventually

hazardous situations for human life in such a way that the study performed can be

used as a reference and a motivation for further environmental studies.

Mestrado em Controlo de Qualidade - Area cientfica: Ambiente

NDICE

NDICE

Pgina

PARTE I - INTRODUO 1

1. Os hidrocarbonetos aromticos policclicos 1

2. Caractersticas gerais dos PAHs 7

3. Vias de degradao os PAHs no ambiente 15

PARTE II - IMPACTE DE PAHs NO AMBIENTE E NA SADE 21

1. Fontes de PAHs 21

2. Ocorrncia/Reciclagem no ambiente 23

3. Os PAHs e a Sade Humana 33

PARTE III - ANLISE DE PAHs 46

1. Introduo 46

2. Mtodos de extraco 49

2.1. Extraco por Soxhlet 49

2.2. Extraco por ultra-sons 51

2.3. Extraco assistida por micro-ondas (MAE) 53

2.4. Extraco em fase slida (SPE) 55

2.5. Microextraco em fase slida (SPME) 57

2.6. Extraco por solvente acelerada (ASE) 59

2.7. Extraco por fluido supercrtico (SFE) 61

2.8. Concluses 66

3. Tcnicas cromatogrficas na anlise de PAHs 68

3.1. Introduo 68

3.2. Cromatografia lquida de alta eficincia (HPLC) 70

3.3. Cromatografia de fase gasosa (CG) 81

3.4. HPLC uersus CG 87

3.5. Outros mtodos cromatogrficos 89

3.5.1. HPLC-CG 89

3.5.2. Cromatografia de fluido supercrtico (SFC) 92

3.5.3. Cromatografia planar 95

3.5.4. Outros 97

PARTE IV - EXPERIMENTAL 99

1. Objectivos 99

2. Material 103

3. Reagentes e padres 104

4. Instrumentao 105

5. Amostragem 107

5.1. Amostras 107

5.2. Colheita 109

5.3. Conservao, preparao e armazenamento das amostras 110

6. Procedimento analtico 111

6.1. Extraco 111

6.1.1. Extraco por Soxhlet 111

6.1.1.1. Purificao dos extractos 112

6.1.2. Extraco por fluido supercrtico 113

7. Anlise cromatogrfica 116

7.1. Condies cromatogrficas 116

7.2. Identificao 118

7.3. Quantificao 119

8. Validao 122

8.1. Preciso 123

8.1.1. Repetibilidade da tcnica analtica 123

8.1.2. Repetibilidade do procedimento experimental global 124

8.2. Exactido 125

8.3. Linearidade 126

8.4. Limite de deteco (LD) 127

8.5. Limite de quantificao (LQ) 128

PARTE V - RESULTADOS E DISCUSSO 129

1. Introduo 129

2. Preparao das amostras 130

3. Extraco por Soxhlet 131

INDICE

4. Extraco por fluido supercrtico 132

5. Soxhlet versus SFE 136

6. Anlise cromatogrfica 138

7. Validao 154

7.1. Preciso 157

7.1.1. Repetibilidade da tcnica analtica 157

7.1.2. Repetibilidade do procedimento experimental global 159

7.2. Exactido 160

7.3. Linearidade 164

7.4. Limite de deteco (LD) 166

7.5. Limite de quantificao (LQ) 167

PARTE VI - CONCLUSES 169

BIBLIOGRAFIA 173

i i i

INDICE DE ABREVIATURAS UTILIZADAS

INDICE DE ABREVIATURAS UTILIZADAS

apresentada a designao anglo-saxnica nos casos em que a sigla usada no corresponde traduo portuguesa.

k - Comprimento de onda

ACN - acetonitrilo

ADN - cido desoxirribonucleico

ASE - Extraco por Solvente Acelerada (Accelerated Solvent Extraction)

ASTM - American Society for Testing and Materials

BPC - Cromatografia de Fase Ligada (Bonded Phase Chromatography)

BPDE - Benzo[a]pireno-7,8-dihidrodiol-9,10-epxido

C18 - Octadecilsilano

CEPA - Canada Environmental Protection Act (Acto de Proteco Ambiental do Canad)

CG - Cromatografia de Fase Gasosa

DAD - Detector de Fotododos (Diode Array Detector)

DCM - Diclorometano

1,12-DMBA - l,12-dimetilbenz[a]antraceno

7,12-DMBA - 7,12-dimetilbenz[a]antraceno

7,14-DMBajA - 7,14-dimetildibenz[a,j]antraceno

3,6-DMC - 3,6-dimetilcolantreno

EC - Electroforese Capilar

EM - Espectrometria de massa / Espectrmetro de massa

EPA - Agncia de Proteco Ambiental (Environmental Protection Agency)

EU - Estados Unidos

FD - Detector de fluorescncia (Fluorescence detector)

FFUP - Faculdade de Farmcia da Universidade do Porto

FID - Detector de Ionizao de Chama (Flame Ionization Detector)

HPLC - Cromatografia Lquida de Alta Eficincia (High Perfomance Liquid Chromatogra-

phy)

HPTLC - Cromatografia em Camada Fina de Alta Eficincia (High Performance Thin

Layer Chromatography)

IARC - Agncia Internacional de Pesquisa sobre o Cancro (International Agency for

Research on Cancer)

LD - Limite de deteco (Limit of Detection)

NDICE DE ABREVIATURAS UTILIZADAS

LEGC - Ligand Exchange Gas Chromatography (Cromatografia gasosa por troca de

ligando)

LQ - Limite de Quantificao (Limit of Quantification)

MAE - Extraco assistida por micro-ondas (Microwave Assisted Extraction)

MEKC - Cromatografia Electrocintica Micelar (Micellar Electrokinetic Chromatography)

Mr - Massa Molecular Relativa

MSD - Detector de Massa (Mass Selective Detector)

NIST - National Institute of Standards and Technology

NP-BPC - Cromatografia de Fase Normal em Fase Ligada (Normal Phase - Bonded

Phase Chromatography)

OCDE - Organizao para a Cooperao e Desenvolvimento Econmico (Organization for

Economic Co-operation and Development)

ODS - Octadecilsilano

OSHA - Administrao de Segurana e Sade Ocupacional (Occupational Safety and

Health Administration)

p.a. - pr-anlise

PACs - Compostos Aromticos Policclicos (Polycyclic Aromatic Compounds)

PAHs - Hidrocarbonetos Aromticos Policclicos (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons)

PC - Cromatografia em papel (Paper Chromatography)

RP-BPC - Cromatografia de Fase Reversa em Fase Ligada (Reverse Phase - Bonded

Phase Chromatography)

RP-HPLC - Cromatografia Lquida de Alta Eficincia de Fase Reversa (Reverse Phase-

-High Performance Liquid Chromatography)

SFC - Cromatografia de Fluido Supercrtico (Supercritical Fluid Chromatography)

SFE - Extraco por Fluido Supercrtico (Supercritical Fluid Extraction)

SIM - Monitorizao Selectiva de Ies (Single Ion Monitoring)

SPE - Extraco em Fase Slida (Solid Phase Extraction)

SPME - Microextraco em Fase Slida (Solid Phase Microextraction)

TIC - Monitorizao Total de Ies (Total Ion Monitoring)

TLC - Cromatografia em Camada Fina (Thin Layer Chromatography)

UE - Unio Europeia

UV - Ultravioleta

UV-VIS - Ultravioleta-visvel

V

INDICE DE FIGURAS

INDICE DE FIGURAS

Pgina

Figura 1 - Estrutura dos 16 PAHs considerados poluentes prioritrios pela EPA 2

Figura 2 - Dibenzo[a,/i]antraceno 5

Figura 3 - Benzo[a]pireno 5

Figura 4 - 3-metilcolantreno 5

Figura 5-Alguns PAHs alternantes 8

Figura 6 - Alguns PAHs no alternantes 8

Figura 7 - PAHs obtidos por fuso "linear" e por fuso "ramificada" 8

Figura 8 - Benzo [c]fenantreno 9

Figura 9 - Estruturas planares do coranuleno e do [7]circuleno 9

Figura 1 0 - 7,12- DMBA e 1,12-DMBA 10

Figura 11 - l-metilbenzo[c]fenantreno 10

Figura 12 - 7,14-DMBajA; 3,6-DMC; ll-metilbenzo[a]pireno 10

Figura 13 - Dibenzo[de/,p]criseno (ou dibenzo[a,/]pireno) 11

Figura 14 - PAHs heterocclicos comuns 12

Figura 15-Azo-PAHs 12/13

Figura 16 - Tio-PAHs 14

Figura 17 - Oxo-PAHs 14

Figura 18 - Reaco de substituio electroflica do antraceno 15

Figura 19 - Estruturas de nitro-PAHs comummente detectadas 16/17

Figura 20 - Produtos da reaco do pireno e do benzo [a]pireno com o ozono 18

Figura 21 - Aceno (antraceno) com regio meso 19

Figura 22 - Epidixidos do 7,12-DMBA e do 3,4-dihidrodiol-7,12-DMBA 19

Figura 23 - Algumas fontes de PAHs no ambiente 22

Figura 24 - Fontes e destino dos PAHs nos solos 25

Figura 25 - Degradao dos poluentes no solo por bactrias 28

Figura 26 - Destino qumico, fsico e biolgico de PAHs nos meios aqutico e terrestre 29 vi

NDICE DE FIGURAS

Figura 27 - Epoxidao do benzo[a]pireno 34

Figura 28 - Reaces de destoxicao do benzo[a]pireno-7,8-epxido 34

Figura 29 - Biotransformao do 2-acetilaminofluoreno 36

Figura 30 - Mecanismos para o metabolismo dos PAHs pelas enzimas microssomais ... 37

Figura 31 - Formao de caties radicais 38

Figura 32 - Activao metablica do benzo[a]pireno-7,8-diol 39

Figura 33 - Formao de quinonas catalisada por enzimas dehidrogenases 40

Figura 3 4 - Anti BPDE e syn-BPDE 40

Figura 3 5 - Procedimentos usados num processo analtico 46

Figura 36 - Equipamento para extraco por Soxhlet 49

Figura 37 -Aparelho de ultra-sons 51

Figura 38-Aparelho de micro-ondas 53

Figura 39 - Tubo SPE 55

Figura 40 - Seringa e fibra para SPME 57

Figura 41 - Sistema de extraco por solvente acelerada 59

Figura 42 - Sistema de extraco por fluido supercrtico 61

Figura 43 - Diagrama de fases do dixido de carbono {COz) 62

Figura 44 - Diagrama esquemtico de equipamento para HPLC 70

Figura 45 - Fase ligada 71

Figura 46 - Esquema de um detector de UV 74

Figura 47 - Sistema ptico de um detector DAD 74

Figura 48 - Espectro completo obtido com DAD 75

Figura 49 - Cromatograma tridimensional de PAHs 75

Figura 50 - Esquema do detector de fluorescncia Waters 474 76

Figura 51 - Representao esquemtica de um sistema CG 81

Figura 52 - Detector FID 82

Figura 53 - Diagrama esquemtico de CG-MSD 84

Figura 54 - Diagrama esquemtico do sistema HPLC-CG 89 Vil

INDICE DE FIGURAS

Figura 55 - Aparelho de HPLC-CG-EM 91

Figura 56 - Diagrama esquemtico do sistema SFC 93

Figura 57 - Esquema do sistema HPTLC 96

Figura 58-Se i s PAHs em estudo 100

Figura 59 - Estratgia usada no procedimento analtico em estudo 102

Figura 60 - Localizao da zona de colheita das amostras 107

Figura 61 - Envolvncia dos locais de colheita das amostras 108

Figura 62 - Colheita das amostras 109

Figura 63 - Fase mvel e respectivo gradiente 116

Figura 64 - Procedimento analtico a que cada amostra de solo foi sujeita (Soxhlet) 120

Figura 65 - Procedimento analtico a que cada amostra de solo foi sujeita (SFE) 121

Figura 6 6 - Cromatograma obtido para a soluo padro 10,0/xg.L1 138

Figura 67 - Cromatograma obtido para o solo 2 (Soxhlet) 139

Figura 68 - Cromatograma obtido para o solo 1 (SFE) 139

Figura 69 - Concentrao (/xg.Kg1) dos seis PAHs em estudo no solo 1 (Soxhlet) 141

Figura 70 - Concentrao (/xg.Kg1) dos seis PAHs em estudo no solo 2 (Soxhlet) 141

Figura 71 - Concentrao (/xg.Kg"1) dos seis PAHs em estudo no solo 3 (Soxhlet) 142

Figura 72 - Concentrao (/xg.Kgl) dos seis PAHs em estudo no solo 4 (Soxhlet) 142

Figura 73 - Concentrao (/xg.Kg1) dos seis PAHs em estudo no solo 1 (SFE) 144

Figura 74 - Concentrao (/xg.Kgx) dos seis PAHs em estudo no solo 3 (SFE) 144

Figura 75 - Comparao dos resultados obtidos no solo 1 com os do solo 4 146



Figura 78 - PAHs mais representados nos solos em estudo 151

Figura 79 - Comparao grfica dos resultados SFE versus Soxhlet para o solo 1 163

Figura 80 - Comparao grfica dos resultados SFE versus Soxhlet para o solo 3 163

Figura 81 - Curva de calibrao 164

INDICE DE QUADROS E TABELAS

INDICE DE QUADROS

Pgina

Quadro I - Extraco de PAHs de solos 54

Quadro II - Comparao de diversas tcnicas de extraco de PAHs de um solo 60

Quadro III - Vantagens e limitaes das metodologias utilizadas na extraco de

PAHs em amostras ambientais 66

Quadro IV - Determinao de PAHs por HPLC em solos e peixe 78

Quadro V - Extraco de PAHs em alimentos 79

Quadro VI - Determinao de PAHs por HPLC em matria particulada 80

Quadro VII - Determinao de PAHs por CG em solos 85

Quadro VIII - Determinao de PAHs por CG em matria particulada 85

Quadro IX- Determinao de PAHs por CG em mexilhes 86

Quadro X - Massas de cada solo utilizadas em SFE 113

Quadro XI - Parmetros e condies ensaiadas em SFE 114

Quadro XII - Condies de extraco SFE finais 114

Quadro XIII - Fase mvel e gradiente utilizados 116

Quadro XIV - Programao de comprimentos de onda utilizada 117

Quadro XV - Tempos de reteno dos padres de PAHs utilizados 118

Quadro XVI - PAHs a que correspondem as duas concentraes mais elevadas 151

NDICE DE QUADROS g TABELAS

INDICE DE TABELAS

Pgina

Tabela 1 - Composio das amostras nos seis PAHs em estudo (fig.Kg1) aps extraco

porSoxhlet 140

Tabela 2 - Composio das amostras nos seis PAHs em estudo (fig.Kg ') aps extraco

porSFE 143

Tabela 3 - Teor total dos seis PAHs nas amostras em estudo 149

Tabela 4 - Repetibilidade da tcnica analtica (mesmo dia) 157

Tabela 5 - Repetibilidade da tcnica analtica (trs dias) 158

Tabela 6 - Repetibilidade do procedimento experimental global 159

Tabela 7 - Comparao da eficincia da extraco por Soxhlet e por SFE para os seis

PAHs em estudo nos solos 1 e 3 162

Tabela 8 - Equaes das rectas de regresso da curva de calibrao 165

Tabela 9 - Desvio padro relativo (RSD %) das reas para as determinaes em triplicado

de cada nvel de concentrao 165

Tabela 10 - Limite de deteco e limite de quantificao da tcnica analtica 167

X

P^TEJUWTOODUgO

PARTE I - INTRODUO

PARTE I - INTRODUO

1. OS HIDROCARBONETOS AROMTICOS POLICCLICOS

A Humanidade inicia o sculo XXI com uma preocupao universal: o meio

ambiente. Os meios de comunicao social, os programas escolares e os governos

fazem com que, cada vez mais, todos estejamos conscientes de que a interveno

do Homem no Planeta pode tambm arrastar consigo a sua destruio. A melhoria

dos padres de vida, a tecnologia e a chegada do Homem a todos os recantos do

mundo esto na origem da libertao no ambiente de milhares de novas molculas

que a Natureza no consegue neutralizar e que criam desequilbrios difceis de

controlar.

Os hidrocarbonetos aromticos policclicos (PAHs) ou poliarenos represen-

tam uma importante classe de tais compostos, resultando o interesse do seu estudo

da ubiquidade [1] e da mutagenicidade e carcinogenicidade da maior parte deles

[2]. Mais de 100 PAHs foram j caracterizados na natureza, 16 dos quais foram

classificados como "poluentes prioritrios" pela Agncia de Proteco Ambiental

(EPA) americana (Figura 1 - pgina 2) [3].

Destes 16 PAHs, a Agncia Internacional de Pesquisa sobre Cancro (IARC) consi-

derou o benzo[a]pireno e o dibenzo[a,/i]antraceno como os mais carcinognicos

[3].

Os PAHs, por definio, contm apenas carbono e hidrognio e so apenas

uma das classes de um grupo mais genrico, os compostos aromticos policclicos

(PACs). A designao PACs inclui tambm PAHs contendo grupos cloro, ciano,

carboxi, hidroxilo, amino, nitro ou tio como substituintes nos anis. tomos de

PARTE 1 - INTRODUO

azoto, de enxofre e de oxignio podem, contudo, substituir tomos de carbono nos

anis e os compostos "heteroaromticos" resultantes agrupam-se com os hidrocar-

bonetos com os quais se assemelham nas suas propriedades e no seu comporta-

mento em anlise. Como no existe ainda uma designao universal para descre-

ver todos estes compostos aromticos colectivamente, encontra-se muitas vezes

referido na literatura compostos aromticos policclicos (PACs) para designar, no

s os PAHs, mas tambm os seus anlogos. Historicamente, nesta categoria de

compostos policclicos, os PAHs foram os primeiros a receber ateno e, conse-

quentemente, "PAH" passou a ser a designao mais familiar [4,5].

Figura 1. Estruturas dos 16 PAHs considerados poluentes prioritrios pela EPA

1 - naftaleno 2 - acenaftileno 3 - acenafteno 4 - fluoreno 5 - fenantreno 6 - antraceno

7 - fluoranteno 8 - pireno 9 - benzo[a]antraceno 10 - criseno 11 - benzo[b]fluoranteno

12 - benzo[k]fluoranteno 13 - benzo[a]pireno 14 - dibenzo[a.h]antraceno

15 - benzo[g,/i.i]perileno 16 - indeno[l,2,3-c

PARTE I - INTRODUO

Os PACs encontram-se numa grande variedade no mundo natural sendo as

possibilidades do arranjo espacial dos tomos de carbono em grupos, cadeias ou

anis quase ilimitadas. Constituem uma classe de substncias em que a estrutura

molecular central mantida unida por ligaes carbono-carbono estveis.

Os PAHs so os principais produtos da combusto incompleta dos combus-

tveis fsseis e da matria orgnica resultante, por exemplo, da queima de carvo,

madeira e lixos, de mquinas de combusto interna e de geradores de calor e

energia [6].

As estruturas aromticas policclicas formam-se sempre que substncias or-

gnicas so expostas a temperaturas elevadas. Neste processo, designado por pir-

lise, liberta-se energia e os produtos aromticos que se formam so mais estveis

que os seus precursores [4].

Alguns minerais orgnicos raros com uma bonita fluorescncia foram en-

contrados na Califrnia nos Estados Unidos (EU) e na Europa Oriental. O qumico

francs Jean-Baptiste Andr Dumas estudou estes minerais na primeira metade do

sculo XIX. Por volta de 1880, qumicos alemes isolaram dois hidrocarbonetos

aromticos de quatro anis em amostras de mercrio em Idrija, na Jugoslvia. A

idrialite desta regio, a curtisite da Califrnia e os minerais afins de outros locais

foram depois objecto de vrias investigaes. Embora a idrialite e a curtisite sejam

quimicamente diferentes, contm pelo menos centenas de PAHs juntamente com

os seus anlogos com enxofre e azoto, bem como derivados alqulicos em muitas

combinaes de substituio [4]. Em 1947, W. Kern identificou o PAH com quatro

anis aromticos, criseno, num solo de jardim. No final dos anos 60 considerava-se

3

PARTE I - INTRODUO

que se encontram presentes na maior parte dos solos, se no em todos, 10 a 15

hidrocarbonetos no substitudos [4].

Desde o primeiro estudo da idrialite efectuado por Dumas e da descoberta do cri-

seno no solo por Kern, o conhecimento sobre PAHs no ambiente evoluiu ao passo

da evoluo da tecnologia analtica [4].

Em 1775, o mdico e cirurgio ingls Percival Pott do hospital de S. Barto-

lomeu em Londres, referiu uma relao especfica e causal entre a exposio a

misturas ambientais e a induo de cancro. Na monografia "Surgical Observations"

[7], Pott descreveu a ocorrncia de cancro do escroto num nmero de pacientes

com a profisso de limpa-chamins e concluiu que a ocupao desses homens es-

tava directamente relacionada com a sua doena maligna [4], tendo ainda sugeri-

do que a fuligem qual estiveram expostos era o agente causal da sua condio de

sade. S mais de um sculo depois (1892), Butlin descreveu a relativa raridade

do cancro do escroto entre os limpa-chamins do continente europeu, comparada

com a dos de Inglaterra (esta diferena foi atribuda aos relativamente baixos pa-

dres de higiene no Reino Unido) [5].

Em 1915, os patologistas japoneses Yamagawa e Ischikawa descreveram,

pela primeira vez, a produo de tumores na pele de animais, pela aplicao repe-

tida de alcatro nas orelhas de coelhos durante um certo nmero de meses. Estu-

dos posteriores demonstraram que o mesmo acontecia em ratinhos. Durante os 15

anos seguintes foram feitas muitas tentativas para determinar a natureza do materi-

al responsvel pela malignidade do alcatro.

4

PARTE 1 - INTRODUO

Em 1930, Kennaway e Cook [5] produzem o primeiro PAH sinttico, o di-

benzo[a,h]antraceno (Figura 2).

Figura 2. Dibenzo[a,/i]antraceno

Foi demonstrado que este composto era um carcinognio potente, depois de apli-

caes repetidas na pele de ratinhos. O isolamento do alcatro e a sntese do ben-

zo[a]pireno foi conseguida em 1932 por Kennaway e colaboradores atravs da

pirlise de compostos orgnicos consistindo apenas em carbono e hidrognio [5].

Em 1933, Cook e colaboradores conseguiram isolar uma pequena quantidade de

substncia activa a partir de duas toneladas de peixe. Essa substncia demonstrou

ser o benzo[a]pireno (Figura 3) cuja estrutura foi confirmada por sntese [5].

Figura 3 . Benzo[a]pireno

Ainda em 1933, Wieland e Dane efectuaram a degradao do cido desoxiclico,

um dos componentes da bile humana e obtiveram o hidrocarboneto aromtico 3-

-metilcolantreno (Figura 4) e, no ano seguinte, Cook demonstrou que o metilco-

lantreno era uma substncia com elevado poder carcinognico [8].

Figura 4. 3-metilcolantreno

5

PARTE I - INTRODUO

Assim, dado o conhecimento actual sobre a ubiquidade destes compostos

no ambiente bem como a carcinogenicidade de muitos deles, o seu estudo revela-

-se assaz importante. Reveste-se, pois, de particular interesse a investigao de

mtodos de deteco de concentraes cada vez mais pequenas bem como de

meios para remediar os efeitos no ambiente e os efeitos biolgicos destes compos-

tos.

6

PARTE 1 - INTRODUO

2. CARACTERSTICAS GERAIS DOS PAHs

Os PAHs constituem uma classe de molculas orgnicas extraordinaria-

mente grande e diversificada. So slidos cristalinos ou lquidos, incolores ou apre-

sentando cores variadas [7].

Os tipos de poliarenos produzidos na combusto incompleta da matria or-

gnica e dos combustveis fsseis variam consideravelmente com a temperatura. A

temperaturas elevadas, os produtos so misturas relativamente simples de PAHs de

baixa massa molecular, sem substituintes alqulicos. A temperaturas moderadas, as

misturas de produtos so mais complexas, contendo j quantidades apreciveis de

PAHs com substituintes alqulicos. A baixas temperaturas, a aromatizao ocorre a

uma velocidade marcadamente menor e a fragmentao dos grupos alqulicos est

menos favorecida. Nestas condies, os poliarenos alquilsubstitudos tornam-se os

produtos predominantes [4,6].

Podem considerar-se dois grandes grupos de PAHs: alternantes e no-

-alternantes. Os primeiros incluem PAHs que derivam do benzeno por fuso de

anis benzenides adicionais (o mais simples o naftaleno, com 10 tomos de car-

bono) (Figura 5 - pginas 7/8).

naftaleno benzo[c]fenantreno piceno

7

PARTE I - INTRODUO

coroneno pireno

Figura 5. Alguns PAHs alternantes

Os PAHs no alternantes, para alm dos anis aromticos, podem conter

outros anis com menos ou mais de seis tomos de carbono (Figura 6) [6].

fluoreno acefenantrileno 7H-benzantreno

r ^ ^ ^ %

^S~^S bifenileno acenaftileno ciclopenta[de/]fenantreno

Figura 6. Alguns PAHs no alternantes

Os PAHs podem formar-se por fuso "linear" como no caso do antraceno ou

por fuso "ramificada", como no caso do benzo [a] antraceno, podendo distinguir-se

nestes as zonas K, L e em baa (Figura 7) [9]. Baa

antraceno L K

benzo[a]antraceno

Figura 7. PAHs obtidos por fuso "linear" e por fuso "ramificada"

8

PARTE 1 INTRODUO

A maior parte dos poliarenos alternantes so planares mas a densidade es

pacial intramolecular pode, em alguns casos, resultar numa considervel deforma

o da geometria molecular. Por exemplo, o benzo[c]fenantreno sofre deformao

em consequncia de interaco esfrica na regio fjord da molcula (Figura 8).

Figura 8. Benzo[c]fenantreno

O coranuleno e o [7]circuleno (que contm anis aromticos fundidos num arranjo

circular) apresentam um outro tipo de deformao molecular. Como consequncia

de tenso interna, as ligaes exteriores perifricas so alongadas enquanto que as

ligaes internas centrais so comprimidas. Estes compostos adoptam ento as es

truturas planares representadas na Figura 9.

Coranuleno [7]circuleno

Figura 9. Estruturas planares do coranuleno e do [7]circuleno

A deformao dos sistemas de anis policclicos pode tambm seguirse

introduo de grupos metilo (ou outros mais volumosos) em regies moleculares

com impedimento estrico. Assim, o 7,12dimetilbenzo[a]antraceno (7,12DMBA),

que contm um grupo metilo na regio em baa, deformase geralmente em cerca

de 22 e o ismero 1,12DMBA, que contm dois grupos metilo opostos na regio

)

PARTE 1 - INTRODUO

em baa, apresenta um grau extremo de deformao - 36 - nessa regio (Figura

10).

Regio em baa

1,12-DMBA

Figura 10.

Tambm o l-metibenzo[c]fenantreno que contm um grupo metilo na regio

fjord, apresenta um desvio significativo da planaridade (Figura 11) [6].

H,C

Figura 11. l-metilbenzo[c]fenantreno

A deformao molecular parece ser um factor na carcinogenicidade. Por

isso, o 7,12-DMBA (Figura 10), o 7,14-dimetildibenzo[a,j]antraceno (7,14-

-DMBa,j,A) o 3,6-dimetilcolantreno (3,6-DMC) e o ll-metilbenzo[a]pireno (Figura

12) so carcinognios consideravelmente mais potentes do que os hidrocarbonetos

de que derivam, os quais so mais planares.

CH3

7,14-DM Ba j A l l -met i lbenzo[a]p i reno

Figura 12.

Hl

PARTE 1 - INTRODUO

O PAH carcinognico mais potente estudado at hoje o dibenzo[de/,p]criseno

(ou dibenzo[a,/]pireno), o qual contm uma regio fjord responsvel pela sua de-

formao na planaridade (Figura 13) [6].

11 10 9

Figura 13. Dibenzo[de/,p]criseno ou dibenzo[a,/]pireno

Os PAHs so molculas relativamente neutras e estveis. Em geral, tm bai-

xa solubilidade em gua (da ordem dos ppb) [10], pontos de fuso e de ebulio

elevados (os dados sobre pontos de ebulio so muito limitados, sobretudo para

os PAHs lquidos de massa molecular mais elevada) [11] e baixa presso de vapor

[12]. A medida que aumenta o volume molecular, diminui a solubilidade em gua,

aumentam os pontos de fuso ou de ebulio e diminui a presso de vapor [13].

Devido sua relativa insolubilidade em gua, os PAHs e seus anlogos tm

uma forte tendncia para se adsorver em solos e sedimentos e para bioacumular

em tecidos gordos de organismos expostos [14]. A sua afinidade lipdica elevada

quando medida pelo coeficiente de partilha n-octanol/gua. Os PAHs com dois e

trs anis na sua estrutura so classificados como molculas relativamente no po-

lares. Como o sistema de electres jt nos PAHs com quatro, cinco e seis anis

maior, estes PAHs so mais polares [15].

Os PAHs tm longas semi-vidas no meio ambiente. Num sedimento aer-

bio, por exemplo, os tempos de semi-vida vo desde trs semanas para o naftaleno

a 300 semanas para o benzo[a]pireno [13]. Os PAHs so, portanto, poluentes or-i i

PARTE I - INTRODUO

gnicos persistentes no ambiente. Esta persistncia aumenta com o nmero de

anis e com o grau de condensao [13].

Os anlogos heterocclicos de PAHs (hetero-PAHs) nos quais um (ou mais)

tomo de carbono substitudo por azoto (azo-PAHs), enxofre (tio-PAHs) ou oxi-

gnio (oxo-PAHs) so tambm detectados como poluentes ambientais (Figura 14)

[6]. Devido presena do heterotomo, os hetero-PAHs apresentam uma polari-

dade superior dos PAHs correspondentes o que resulta numa melhor mobilidade

hidrogeolgica [16].

quinolina acridina carbazol

quinazolina dibenzofurano dibenzotiofeno

Figura 14. PAHs heterocclicos comuns

Os predominantes so os azo-PAHs (Figura 15 - pginas 12/13).

quinolina acridina isoquinolina fenazina

carbazol benzo[h]quinolina benzo[/]quinolina fenantridina

12

PARTE I - INTRODUO

benzo[a]acridina benzo[c]acridina dibenzo[a.h]acridina

dibenzo[a.j]acridina benzo[c]carbazol dibenzo(c,g]carbazol

Figura 15. Azo-PAHs

Os azo-PAHs formam-se na pirlise de materiais orgnicos que contm

azoto. Encontram-se nveis significativos destes compostos em atmosferas industri-

ais e urbanas, fumo de tabaco, escapes de mquinas e alcatro, sendo alguns sus-

peitos de ser carcinognicos (benzo[c]acridina, dibenzo[a,j]acridina, diben-

zo[a,h]acridina e 7H-dibenzo[c,g]carbazol). Embora os nveis de azo-PAHs pre-

sentes em amostras de diversas fontes varie consideravelmente, so normalmente

mais baixos do que os dos PAHs relacionados [6]. A presena do heterotomo im-

plica naturalmente que os azo-PAHs apresentem uma basicidade superior dos

PAHs. Esta propriedade til para a separao de azo-PAHs de outros compo-

nentes presentes em amostras ambientais [6,16].

Os PAHs contendo enxofre (tio-PAHs) e oxignio (oxo-PAHs) encontram-se

praticamente nas mesmas fontes ambientais dos PAHs e azo-PAHs, embora nor-

malmente numa concentrao menor. Entre os tio e oxo-PAHs detectados em

amostras ambientais encontram-se o benzo[b]tiofeno, dibenzotiofeno, naftotiofe-

13

PARTE 1 - INTRODUO

nos, benzo[b]naftotiofenos e fenantrotiofenos (Figura 16) e o benzofurano e diben-

zofurano (Figura 17), respectivamente [6].

O r ^ N ^ ^ 1 ' S ' "*"" " s '

benzo[b]tiofeno dibenzo[b]tiofeno nafto[2,3-b]tiofeno nafto[2,l-b]tiofeno

benzo[b]nafto[2,3-cf]tiofeno benzo[b]nafto[2,l-ci]fjofeno fenantro[9,10-b]tiofeno

fenantro[ 1,2-b]tiofeno fenantro[2,l-b]tiofeno fenantro[2,3-b]tiofGno

Figura 16. Tio-PAHs

i ^ r T ^

o dibenzofurano

O

benzofurano

Figura 17. Oxo-PAHs

14

PARTE I - INTRODUO

3. VIAS DE DEGRADAO DOS PAHs NO AMBIENTE

No ambiente, os PAHs esto sujeitos a vrios processos qumicos e fotoqu-

micos para originar produtos que apresentam, frequentemente, uma toxicidade

aumentada em relao ao composto precursor. Entre as principais vias para a de-

gradao dos PAHs no ambiente esto as reaces com os xidos de azoto e de

enxofre, reaces com poluentes do ar secundrios produzidos por fotlise como o

ozono e reaces fotoqumicas com oxignio [6].

As reaces de substituio electroflica so as reaces dos poliarenos me-

lhor conhecidas. A substituio nos PAHs alternantes ocorre principalmente por um

mecanismo de substituio electroflica que envolve ataque inicial por um io elec-

troflico carregado positivamente (E+) a um poliareno para formar o io arnio.

Este intermedirio converte-se num produto mais estvel por perda de um proto

para formar um derivado substitudo (Figura 18) [6].

E

Figura 18. Reaco de substituio electroflica do antraceno

De entre as reaces electroflicas com interesse ambiental destaca-se a ni-

trao, de que resultam nitro-PAHs.

Estudos demonstraram que os nitro-PAHs so poluentes distribudos pelo

ambiente e que representam um perigo significativo para a sade humana [17]. Os

nitro-PAHs formam-se durante os processos de combusto que tambm originam

os PAHs ou por reaces com xidos de azoto na atmosfera [17]; no entanto, na

15

PARTE 1 - INTRODUO

maior parte das amostras, os nitro-PAHs parecem estar presentes em muito meno-

res quantidades do que os PAHs mais comuns [18]. As estruturas dos nitro-PAHs

mais comummente detectadas encontram-se na Figura 19 (pginas - 16/17) [17].

Desde que Pitts et al. e Jager [19] descobriram, independentemente, que os

PAHs podiam reagir com xidos de azoto para produzir derivados nitro no ar po-

ludo e em processos de combusto, surgiu um grande interesse pela elucidao do

papel ambiental e biolgico destes compostos [19]. Tambm a descoberta de que

uma elevada proporo da mutagenicidade causada por extractos de matria par-

ticulada do ar e de diesel (demonstrada pelo teste de Ames em Salmonella thyphi-

murium) era devida a nitro-PAHs [19,20] criou um grande interesse pelo estudo

destes compostos. O 1-nitropireno tornou-se o composto de referncia, quer para

estudos analticos quer para estudos de mutagenicidade, uma vez que se descobriu

ser responsvel por 3 a 23 % da mutagenicidade provocada pelos extractos atrs

referidos. Alm disso, os nitro-PAHs tm tambm importncia resultante do facto

de a nitrao poder ser apenas um passo na formao de outros compostos muito

mutagnicos durante os processos de combusto [19].

2-nitrofluoreno 9-nitroantraceno

[6

PARTE I - INTRODUO

1-nitropireno 1,3-dinitropireno 1,6-dinitropireno

l-nitrobcnzofci]pireno 3-nitrobenzo[Q]pireno 6-nitrobenzo[a]pireno

Figura 19. Estruturas de nitro-PAHs comummente detectadas [17]

A sulfonao, embora menos estudada que a nitrao, apresenta tambm

uma potencial importncia ambiental devido prevalncia dos xidos de enxofre

como poluentes atmosfricos [6].

Tambm os processos oxidativos so importantes, quer na bioactivao de

PAHs para formar espcies carcinognicas, quer como processos de degradao de

PAHs no ambiente. Assim, os poliarenos so susceptveis a diversos modos de ata-

que oxidativo para produzir vrios tipos de derivados oxidados incluindo xidos de

arenos, fenis, quinonas, dihidrodiis, epidixidos e produtos oxidados na cadeia

lateral [21]. As quinonas so intermedirios oxidados e tm interesse como poten-

ciais metabolitos activos biolgicos [22].

17

PARTE I - INTRODUO

Num dos processos oxidativos mais estudado, o ozono, oxidante potente

que est presente em certas condies no ambiente humano, ataca os PAHs um

pouco indiscriminadamente para produzir, sobretudo, produtos de clivagem oxida-

tiva dos anis [6,23]. Dependendo da sua estrutura molecular e das condies re-

accionais, os PAHs reagem com o ozono resultando produtos quinnicos e deriva-

dos formilados ou carboxilados. O pireno e o benzo[a]pireno, PAHs dificilmente

biodegradveis, apresentam estes dois tipos de mecanismo de reaco (Figura 20)

Figura 20. Produtos da reaco do pireno (A) e do benzo[a]pireno (B) com o ozono

(R = COOH, COOCH3, CHO)

18

PARTE 1 - INTRODUO

Os PAHs intervm ainda numa variedade de reaces fotoqumicas sendo a

foto-oxidao a mais importante em qumica ambiental.

A foto-oxidao uma importante via de degradao dos PAHs no ambi-

ente. Os acenos e outros PAHs que contenham uma regio meso (Figura 21), so-

frem adio de oxignio para formar epidixidos. A reactividade aumentada pela

presena de grupos metilo naquela regio e pela anelao linear.

regio meso

Figura 2 1 . Aceno (antraceno) com regio meso

O potente carcinognio 7,12-DMBA e o seu metabolito activo 3,4-

-dihidrodiol so muito sensveis foto-oxidao, originando os epidixidos A e B

(Figura 22) por exposio ao ar e luz [6].

A B

CH3

Figura 22. Epidixidos do 7,12-DMBA e do 3,4-dihidrodiol-7,12-DMBA

Quanto s reaces de substituio nucleoflica e de formao de radicais

dos poliarenos esto menos estudadas do que as reaces de substituio electrof-

lica.

19

PARTE I - imRODUAO

Pese embora o facto de as reaces de radicais livres dos compostos benze-

nides terem sido investigadas, conhece-se pouco para as reaces anlogas dos

PAHs superiores [6].

20

PARTE II - IMPACTE DE PAHs NO AMBIENTE E NA SADE

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs no AMBIENTE m SADE

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SADE

1. FONTES DE PAHs

As principais fontes de PAHs classificam-se em naturais e em antropogni-

cas. Como j referimos (pgina 3), os PAHs so formados durante a combusto de

matria orgnica e de combustveis fsseis e so ubquos no ambiente, sendo as

fontes antropognicas as que mais contribuem para isso [20]. Como os fogos natu-

rais e a formao de petrleo sempre ocorreram, os PAHs circularam atravs dos

ciclos biogeoqumicos durante milhes de anos [13] e, at ao incio do sculo XX,

um balano natural entre a formao e a degradao dos PAHs assegurou uma

concentrao residual natural constante [25]. Todavia, o recurso cada vez maior a

combustveis fsseis e aos seus produtos de combusto pelos seres humanos, per-

turbou aquele balano e a concentrao de PAHs no ambiente aumentou cada vez

mais o que levantou vrias questes acerca dos perigos dos PAHs para os orga-

nismos vivos [13,25].

As principais fontes antropognicas de PAHs incluem a produo de coque,

carvo, alcatro e asfalto, veculos a motor (mquinas de combusto interna),

aquecimento domstico, fogos a cu aberto como queima de lixos domsticos, fo-

gos florestais, produo de energia elctrica, derrames e descargas de petrleo e

incineradoras [20,26,27]. A partir destas fontes, uma quantidade significativa das

emisses de PAHs entra directamente na atmosfera, na hidrosfera e na litosfera

(Figura 23 - pgina 22). Devido s suas propriedades biolgicas (mutagenicidade,

carcinogenicidade), os perigos colocados pela presena de PAHs no ambiente so

21

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E m SADE

bvios: a sua existncia no ar, na gua e nos solos tem um impacte directo na po-

pulao humana [20].

As fontes naturais de PAHs incluem emisses de vulces, fogos florestais,

infiltraes naturais de petrleo e sntese in situ, a partir de material biolgico por

degradao (Figura 23) [28].

1 - Emisses de vulces 4 - Mquinas de combusto interna 7 - Extraco de petrleo (terra)

2 - Fogos florestais 5 - Descargas municipais 8-Extraco de petrleo (mar)

3 - Produo de energia pela industria 6 - Derrames de oleodutos 9 - Infiltraes naturais de petrleo

10 - Acidentes com petroleiros

Figura 2 3 . Algumas fontes de PAHs no ambiente (adaptado de [28])

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SAUDE

2. OCORRNCIA/RECICLAGEM NO AMBIENTE

Desde a Revoluo Industrial, a velocidade de deposio dos PAHs excedeu

a sua velocidade de degradao e, consequentemente, os PAHs acumularam-se

nos compartimentos ambientais [13]. Os PAHs assim depositados podem, no en-

tanto, ser libertados para a atmosfera a partir de sedimentos e guas, constituindo

assim os sistemas aquticos uma importante fonte secundria destes compostos no

ambiente [29]. Alm disso, devido ao transporte dos PAHs na atmosfera, hidrosfe-

ra e litosfera estes compostos encontram-se, em consequncia, por todo o ambi-

ente, mesmo em reas como os Plos porque, ligados a partculas, so levados

para longas distncias pelo ar na troposfera [13].

Devido s propriedades biolgicas dos PAHs h, pois, todo o interesse em

compreender o movimento qumico e o destino destes compostos nos ambientes

atmosfrico, aqutico e terrestre [30].

A compreenso do movimento qumico dos PAHs justifica-se pela exigncia

de caracterizar as suas concentraes no ambiente, contribuindo a avaliao da sua

presena nos diferentes compartimentos ambientais (ar, gua, solo, etc.) para a

compreenso e interpretao da toxicidade destes poluentes. A compreenso do

destino ambiental dos PAHs permite a avaliao do risco ecolgico [14].

O primeiro processo de poluio atmosfrica por PAHs a combusto da

matria orgnica [28]. As principais vias de entrada dos PAHs na atmosfera ocor-

rem por evaporao e por emisses de chamins [14].

23


A poluio aqutica por PAHs causada por derrames, descargas e infiltra-

es de petrleo, guas residuais industriais e municipais, varreduras das superf-

cies urbanas e deposio atmosfrica [14].

A poluio terrestre por PAHs deve-se a emisses de vulces, fogos natu-

rais, actividades industriais, incinerao de lixos, aquecimento domstico, escapes

de automveis e a derrames de petrleo [28], por exemplo bem como s condi-

es de armazenamento, distribuio e transporte de produtos derivados daquele

[31]. O movimento qumico dos PAHs nos solos, os quais apresentam porosidades

variveis, ocorre por difuso ou pelo movimento da gua atravs dos espaos entre

as partculas do solo [14].

Tendo em conta os objectivos deste trabalho de investigao (pgina 99),

interessa analisar com particular destaque o compartimento solo pois a ligao dos

PAHs a um solo pode ocorrer atravs de um certo nmero de mecanismos. Estes

so, em larga medida, influenciados pela textura do solo assim como pelo seu

contedo em matria orgnica e em gua. Assim, a extenso da ligao dos PAHs

a um solo difcil de prever devido extrema variabilidade do solo [32].

Aps a entrada no solo, os PAHs e os seus produtos de degradao ligam-se

lentamente matriz por foras mais ou menos fortes podendo ser armazenados,

transformados e depois transferidos para a atmosfera, para as plantas e para guas

subterrneas e rios constituindo um reservatrio de substncias perigosas, o que

representa um risco para todos os seres vivos (Figura 24 - pgina 25) [33].

24

PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE g m SAUDE

&

Figura 24. Fontes e destino dos PAHs no solo (adaptado de [33])

Apesar dos muitos estudos j levados a cabo, as vias de transferncia do

poluente para o solo, no solo e do solo para compartimentos como a atmosfera,

plantas, rios e guas subterrneas so ainda pouco compreendidas embora tenham

j sido propostos alguns mecanismos [33,34]. Em particular, as condies fsico-

-qumicas que controlam a migrao dos poluentes nas fases slida, lquida, gasosa

e coloidal so ainda um assunto controverso, especialmente para as molculas de

baixa solubilidade em gua [33] como o caso dos PAHs.

Logo que os poluentes orgnicos chegam ao solo, so sujeitos a processos

responsveis pela sua dissipao: fotodecomposio (foto-oxidao), volatilizao,

bioacumulao, degradao microbiana e lixiviao. Usualmente, esta cintica de

dissipao depende muito das condies climticas e do solo e, muitas vezes, no

possvel identificar individualmente, quais os processos implicados no desapareci-

mento do poluente com o tempo. A adsoro , no entanto, o primeiro processo a

ocorrer quando os poluentes orgnicos chegam ao solo, constituindo um processo

rpido e reversvel que implica a acumulao do poluente nas interfases slido-

-lquido. A adsoro um fenmeno muito importante porque a reteno comea

com a adsoro, ocorrendo posteriormente a estabilizao [35,36].

25

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE NA SADE

A distribuio de poluentes na matria orgnica do solo parece ser um me-

canismo importante, particularmente para compostos apoiares e hidrofbicos como

os PAHs [34] e a adsoro destes compostos ao solo pode prolongar grandemente

o seu tempo de permanncia no ambiente [34,37,38].

A matria orgnica nos solos pode ser dividida em substncias hmicas e

substncias no hmicas. As substncias hmicas so "substncias orgnicas natu-

rais, biognicas e heterogneas que podem ser caracterizadas, de um modo geral,

com cor amarela a preta, de elevada massa molecular e refractrias" [34]. So

misturas extremamente complexas de macromolculas que so formadas pela alte-

rao qumica de substncias no hmicas, por degradao microbiana, polimeri-

zao (de pequenas molculas como fenis, cidos aminados e acares resultan-

tes da decomposio dos organismos) e preservao de biopolmeros resistentes

biodegradao como a lenhina [34,39,40]. Estas macromolculas desempenham

um papel importante no destino e transporte dos poluentes no solo devido, em

parte, sua capacidade de complexao, s suas caractersticas de tampo e s

propriedades de adsoro. As substncias hmicas classificam-se em cido flvico

(fraco solvel para qualquer valor de pH), cido hmico (fraco solvel para pH

alcalino) e humina (fraco insolvel, para qualquer valor de pH) [34,39] e apre-

sentam uma capacidade de movimento menor que a dos resduos orgnicos origi-

nais [35].

Esta primeira interaco do poluente com a matria orgnica do solo - ad-

soro - fsico-qumica e estabelece no s a disponibilidade do poluente orgni-

co para ser transferido e disperso no ambiente, mas tambm para ser degradado

pelos micro-organismos dos solos.

26

PARTE II IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E m SADE

Estas interaces fsicoqumicas iniciais responsveis pela adsoro so re

versveis mas, com o tempo, podem tornarse menos reversveis ou mesmo irrever

sveis, levando estabilizao dos resduos de poluentes orgnicos em formas me

nos disponveis e menos biodegradveis. H vrias hipteses para explicar esta

estabilizao: unio do poluente orgnico aos constituintes orgnicos do solo por

ligaes covalentes, difuso e aprisionamento em estruturas coloidais do solo e

incorporao na biomassa microbiana do solo [35].

Os PAHs ligamse com tenacidade matria orgnica do solo [34] tendo

Kohl et ai. [34] demonstrado que a ligao de determinados PAHs ao solo rpi

da, ocorrendo entre o stimo e o trigsimo dia aps o contacto com o solo [34];

alm disso, a adsoro fica essencialmente completa em 24 horas [41].

As substncias hmicas absorvem fotes na regio do UV e do visvel do

espectro solar at 500 nm. A energia absorvida desta forma, na gama de 5898

KJ.mol \ torna possvel uma srie de processos fotoqumicos e podem ser produzi

das espcies reactivas capazes de transformar uma grande variedade de compostos

orgnicos. O interesse no comportamento fotoqumico das substncias hmicas

devese capacidade daquelas em actuar como agentes despoluentes por fotoin

duo da degradao dos poluentes [42]. As substncias hmicas so, portanto,

capazes de transformar uma grande variedade de substratos orgnicos, atravs da

luz solar, o que contribuir, em certa medida, para a remediao, em termos eco

lgicos [42].

O destino e o transporte de poluentes orgnicos hidrofbicos pode, pois, ser

substancialmente influenciado por processos de adsoro. A questo de se a adsor

o inibe a biodisponibilidade (considerada em termos de baixa libertao ou liM

PARTE II IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E m SADE

mitao de transferncia de massa) dos poluentes orgnicos de grande importn

cia para o sucesso da bioremediao de solos. Muitos investigadores determinaram

que medida que os poluentes orgnicos so adsorvidos a colides naturais, tor

namse menos disponveis para os microorganismos. Pensase que os poluentes

hidrofbicos fortemente adsorvidos so bastante persistentes no ambiente e repre

sentam um dos desafios mais difceis na remediao de locais contaminados, pois

apresentam velocidades de libertao dos solos muito lentas [37].

Podem tambm ocorrer outros fenmenos como difuso, incorporao por

microorganismos ou degradao. De facto, os microorganismos podem incorpo

rar o poluente mais ou menos transformado na biomassa microbiana (Figura 25)

ou transformar e contribuir para a humificao dos resduos orgnicos introduzidos

nos solos [35].

A biomassa microbiana do solo, alm do papel na degradao de poluentes

orgnicos no polares como os PAHs, representa ainda um potencial adsorvente

orgnico para aqueles [35].

POLUENTS

Figura 25 . Degradao dos poluentes no solo por bactrias (adaptado de [33])

AS

PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE E NA SADE

Todos os PAHs produzidos pelas fontes j referidas so, pois, dispersos no

ar, dissolvidos na gua ou espalhados pelo solo (Figura 26) tornando-se omnipre-

sentes no ambiente [28].

TERRA GUA

Oxidao qumica

Destino Biolgico

1 .Degradao pelos micro-organismos do solo 2. Metabolismo pelas plantas 3. Metabolismo pelos invertebrados do solo

^emulso gua em leo

Destino Biolgico

1. Degradao por micro-organismos 2. Metabolismo por algas 3 . Metabolismo por zooplncton, invertebrados, peixes,

mamferos e aves

F i g u r a 2 6 . Destino qumico, fsico e biolgico de PAHs nos meios aqutico e terrestre [28]

No entanto, existem alguns mecanismos naturais que podero contribuir

para a reciclagem de PAHs no ambiente. Como os sistemas aquticos e os seus

sedimentos representam importantes reservatrios de PAHs, as trocas atravs das

interfaces ar-gua e sedimento-gua desempenham uma aco essencial no balan-

o de massa e dinmica destes compostos orgnicos. Todavia, nos dias de hoje, a

extenso da reciclagem ambiental em sedimentos e guas e as condies mediante

as quais pode ocorrer, no so ainda completamente conhecidas [29]. Pensa-se,

contudo, que a reciclagem pode eventualmente ocorrer por mecanismos de biode-

gradao, fitoremediao ou ozonizao.

29

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE g NA SADE

A biodegradao de PAHs ocorre em condies aerbias e anaerbias. A

biodegradao anaerbia de PAHs um processo lento e o seu mecanismo bio-

qumico no est ainda esclarecido. Pelo contrrio, as vias degradativas aerbias,

sobretudo para os PAHs mais simples como o naftaleno e o fenantreno, foram

bastante estudadas [43]. Embora os PAHs no sejam degradados em condies

anaerbias em amostras de solos e de sedimentos, so rpida e anaerobiamente

degradados em sedimentos de zonas porturias, que foram cronicamente poludas

com elevadas concentraes de PAHs. A capacidade dos micro-organismos em

degradar os PAHs nestes locais e no nos solos e sedimentos , provavelmente, o

resultado de uma exposio prvia de longo prazo a PAHs [44].

Tambm o petrleo, no ambiente marinho, no acumula porque metabo-

lizado por micro-organismos os quais se desenvolveram para aproveitar as infiltra-

es naturais de petrleo como sua fonte alimentar. De facto, as bactrias metabo-

lizadoras de hidrocarbonetos so ubquas na natureza e podem quebrar as mol-

culas de petrleo mas se o processo demorar muito tempo, pode ocorrer dano con-

sidervel no ecossistema [45]. Os micro-organismos presentes na gua metaboli-

zam os hidrocarbonetos estruturalmente simples mas como os compostos mais

complexos so mais resistentes degradao microbiana, fixam-se nos sedimentos

do fundo. No entanto, cerca de 40 a 80 % do petrleo bruto pode ser degradado

por aco microbiana [28].

Em 1989, Mueller et a. [46] apresentaram, pela primeira vez, um estudo

sobre uma comunidade bacteriana, isolada dum local de restos de creosote, que

utilizou este material como nica fonte de carbono e energia para o seu cresci-

mento. O creosote de alcatro, usado como agente de preservao da madeira nos

30

PARTE 11 - IMPACTE DOS PAHs m AMBIENTE E m SAUDE

cascos de navios durante mais de 150 anos, contm 85 % de PAHs [46,47]. A bio-

degradao dos PAHs resultou na remoo de um volume significativo dos po-

luentes do creosote e, portanto, na reduo significativa dos potenciais perigos

para a sade associados a ambientes poludos com este material [46].

Para alm das bactrias, esto tambm identificados fungos e algas como

micro-organismos especficos que podem degradar os PAHs [30].

A fitoremediao uma tecnologia natural de custo moderado [33,48]. As

plantas activam fortemente a biomassa microbiana por injeco de exsudatos ricos

em nutrientes orgnicos como acares e aminocidos na zona da raiz denomina-

da rizosfera. Desta forma, os micro-organismos, bem alimentados pelas plantas,

degradam os poluentes orgnicos [33].

Simonich et ai. [49] desenvolveram um modelo de balanos de massa para

PAHs, medindo as concentraes de dez PAHs em 147 amostras de vegetao e

de solos num local suburbano em Bloomington, Indiana, EU, que permitiu concluir

que a vegetao uma via importante na remoo de PAHs da atmosfera [49].

Recentemente, Pradhan et ai. [48] efectuaram um estudo laboratorial para deter-

minar o potencial de fitoremediao para tratar solos poludos com PAHs de uma

instalao industrial de produo de gs e verificaram que, em seis meses, ocorreu

uma diminuio na concentrao total de PAHs de 57 %, com Medicago satiua e

Panicum uirgatum [48].

Eberius et ai. [24] propuseram que a tcnica de ozonizao dos PAHs no

solo pode ser usada para remediao do solo in situ ou em combinao com ou-

tras tcnicas de bioremediao, uma vez que os produtos de ozonizao (quinonas,

31

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SAUDE

compostos formilados e carboxilados) so presumivelmente mais solveis em gua

e biodegradveis do que os PAHs precursores. Referem, no entanto, ser necessrio

maior conhecimento sobre a biodegradabilidade dos produtos da ozonizao [24]

para que este tipo de remediao possa ser usado.

Estes trs mecanismos - biodegradao, fitoremediao e ozonizao - no

esto, contudo, ainda completamente estabelecidos e, por isso, continuam a ser

realizadas pesquisas com o objectivo de melhorar quer a eficincia, quer os aspec-

tos econmicos destes processos, para que possam ser aplicados em caso de aci-

dentes ambientais [43,44].

32


3. OS PAHs E A SADE HUMANA

Nos anos 40 descobriu-se que a biotransformao no organismo de com-

postos exgenos (xenobiticos) como os PAHs, que at a se pensava ser um me-

canismo de destoxicao por facilitar a excreo dos compostos como metabolitos

polares, estava tambm envolvida na toxicidade dos compostos. Como os PAHs

requerem transformao metablica a intermedirios reactivos txicos (processo

que se designa por activao metablica ou bioactivao), a biotransformao

destes xenobiticos desempenha, aparentemente, uma funo dupla. Assim, em

circunstncias de ineficiente destoxicao, os PAHs podem induzir mudanas bio-

qumicas e fisiolgicas que podem levar a efeitos txicos como dano celular, morte

da clula, mutagnese ou tumorognese. A ocorrncia de efeitos txicos provoca-

dos por estes xenobiticos, pelos intermedirios reactivos ou pelos metabolitos ,

pois, geralmente dependente do balano entre os processos de bioactivao e de

destoxicao [50].

As reaces metablicas podem dividir-se em trs classes: as reaces de

fase I (ou de funcionalizao), as reaces de fase II (ou de conjugao) e as reac-

es de fase III (ou de simplificao) [50].

As reaces de fase I so reaces de biotransformao que convertem um

substrato num composto mais polar e ocorrem, sobretudo, nos microssomas do

retculo endoplasmtico [6,51]. As reaces de fase II so reaces, geralmente, de

destoxicao que envolvem conjugao e ocorrem essencialmente no citosol da

clula [14]. As reaces de fase III so reaces de transformao ou de degrada-

33


o em que os substratos so conjugados da glutationa ou da cistena que originam

derivados mercaptricos [50].

Na Figura 27 encontra-se representada a reaco de epoxidao do ben-

zo[a]pireno. Trata-se de uma reaco de Fase I em que o diol epxido resultante

poder ser o metabolito envolvido na ligao ao ADN.

Benzo[a]pireno Benzo[a]pireno-7,8-epxido Benzo[a]pireno-7,8-diol-9,10-epxido

Figura 27 . Epoxidao do benzo[a]pireno [14]

O benzo[a]pireno-7,8-epxido pode, no entanto, sofrer destoxicao por

reaces de Fase II, nomeadamente por conjugao com a glutationa ou por gluco-

ronidao, conforme representado na Figura 28.

Glutationa (GSH)

GSH- S- transferase

UDPGA

Glucoronil transferase

-glucorondeo

Figura 28 . Reaces de destoxicao do benzo[a]pireno-7,8-epxido

(adaptado de [14])

34

PARIE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE g NA SAUDE

Os compostos resultantes da conjugao com a glutationa podem ainda so-

frer reaces de Fase III, originando derivados mercaptricos (Figura 30 - pgina

37)

Como j tivemos oportunidade de referir, os PAHs so uma importante

classe de carcinognios ambientais. As suas propriedades carcinognicas so devi-

das, em parte, a uma interaco de metabolitos especficos com o ADN. Embora se

pense que os diol epxidos sejam os metabolitos envolvidos na ligao ao ADN

[21,52], podem ocorrer outras vias de activao metablica e, consequentemente,

essencial que os metabolitos de PAHs sejam perfeitamente caracterizados (por

isso, foram desenvolvidos mtodos de sntese para a preparao desses metaboli-

tos) [21].

Em 1951, Elizabeth Miller demonstrou a ligao covalente do ben-

zo[a]pireno (ou de alguns dos seus metabolitos) s protenas na pele de ratos trata-

dos com este hidrocarboneto. Em 1962, Abell e Heidelberger descreveram o mes-

mo fenmeno para o 3-metilcolantreno. Foram estas descobertas que sugeriram

que o passo mais importante na induo do cancro por estes xenobiticos a in-

teraco covalente de alguma forma do composto qumico com macromolculas

[14].

A verificao da biotransformao do 2-acetilaminofluoreno a um composto

mais reactivo (N-hidroxi-2-acerJlaminofluoreno) - reage com locais nuclefilos de

macromolculas - (Figura 29 - pgina 36), levou James e Elizabeth Miller a propor

que os xenobiticos carcinognicos so ou podem ser convertidos em espcies re-

activas electroflicas. Estas exercem os seus efeitos carcinognicos por meio de in-

teraco covalente com as macromolculas celulares [14].

35

PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE E NA SAUDE

NHCOCH3 ^ i \ J ^ ^ \ ^ ' ' ^ ^ ' N 0 H C 0 C h i 3

Fase I - ' ^) N-hidroxilao l ^ _ Ji-

2-acetilaminofluoreno N-hidroxi-2-acetilaminofluoreno

F i g u r a 2 9 . Biotransformao do 2-acetilaminofluoreno [14]

Em 1955, Pullman e Pullman propuseram que a regio K dos PAHs (Figura

7 - pgina 8) era importante na previso da sua carcinogenicidade. Em 1950,

Boyland propusera a formao de intermedirios epxidos no metabolismo destes

xenobiticos. Contudo, s em 1970 que Jerina e colaboradores detectaram a

formao de tais intermedirios num sistema biolgico e em 1974, Sims e colabo-

radores propuseram que o diol epxido do benzo[a]pireno era a forma definitiva

deste carcinognio [14].

Os PAHs necessitam, portanto, de activao metablica para expressar o

seu potencial biolgico como mutagnicos e como carcinognicos [6].

Como evidenciamos com o benzo[a]pireno (Figura 27 - pgina 34), os

metabolitos principais resultantes das reaces de fase I dos PAHs so os xidos de

arenos. Estes podem rearranjar-se espontaneamente a fenis ou sofrer transforma-

o metablica posterior. A hidratao dos xidos de arenos catalisada pela epxi-

do hidrase origina trans-dihidrodiis e a reaco dos xidos de arenos com a glu-

tationa, catalisada pela glutationa-S-transferase, origina conjugados que sofrem

degradao a derivados do cido mercaptrico. Os fenis e os dihidrodiis so

excretados principalmente na forma de steres glucornicos e steres de sulfato

solveis em gua. Adicionalmente, o metabolismo oxidativo dos fenis e dihidro-

diis tambm ocorre para produzir quinonas e diol epxidos (Figura 30 - pgina

37) [6].


conjugado quinona aducto do cido mercaptrico

Figura 30. Mecanismos para o metabolismo dos PAHs pelas enzimas microssomais nas clulas de mamferos [6]

A evidncia fundamental para a importncia dos metabolitos diol epxido

como formas activas dos PAHs carcinognicos a sua identificao como os prin-

cipais aductos com o ADN formados in uivo e a sua potncia como mutagnicos

em bactrias e clulas de mamferos [6].

A formao de aductos com o ADN considerada ser o acontecimento ini-

cial na carcinognese qumica [193]. Como se pensa que certas mutaes exercem

uma aco importante no processo de carcinognese, admitiu-se a hiptese de cor-

relacionar a formao e a persistncia de aductos com o ADN com a formao de

tumores na carcinognese qumica [53].

37


A induo de mutaes devida principalmente a alteraes qumicas ou f-

sicas na estrutura do ADN que resultam numa replicao inadequada de uma regi-

o particular do genoma. A posio de um aducto com o ADN e as suas proprie-

dades fsicas e qumicas determinam o tipo de mutaes induzidas. Isto indica que

diferentes aductos podem induzir um distinto espectro de mutaes e que um dado

aducto pode resultar num grande nmero de diferentes leses no ADN. A extenso

com que ocorrem os aductos com o ADN aps a exposio a carcinognios qumi-

cos, depende do metabolismo geral do xenobitico e da reactividade qumica do

metabolito definitivo. Uma vez o aducto formado, a sua presena permanente no

ADN das clulas depende principalmente da capacidade da mquina celular em

reparar a alterao estrutural no ADN [14].

Existe ainda a evidncia do envolvimento de, pelo menos, outros dois me-

canismos adicionais para a formao de aductos com o ADN. O primeiro implica

oxidao dos PAHs para formar caties radicais que podem combinar-se directa-

mente com o ADN resultando na sua leso (Figura 31) [6].

p - 4 5 0 " ( + ) 2E . aductos PAH-ADN instveis

ou peroxidase .S^^^^s^^***.

catio radical W leso no ADN

Figura 3 1 . Formao de caties radicais [6]

Cavalieri e Rogan [3] propuseram que os caties radicais dos PAHs forma-

dos por oxidao do composto precursor por reaces de Fase I, so tambm im-

portantes intermedirios na formao dos metabolitos carcinognicos definitivos

destes xenobiticos [14]. Os radicais livres podem ligar-se covalentemente s ma-

cromolculas celulares, abstrair tomos de hidrognio daquelas ou doar o seu

XX

38


electro desemparelhado ao oxignio molecular [50]. Assim, a perda de tomos de

hidrognio dos lpidos e as subsequentes reaces intramoleculares nestas molcu-

las ou as reaces entre os radicais lipdicos e o oxignio molecular podem iniciar o

processo de peroxidao lipdica o qual, por sua vez, tem fortes efeitos na fluidez,

permeabilidade e integridade das membranas e, consequentemente, em vrios

processos associados s mesmas [50,51].

Em 1981, Marnett descreveu a co-oxigenao de cidos gordos poliinsatu-

rados (sobretudo do cido araquidnico) e de PAHs com bioactivao destes. No

caso do benzo[a]pireno-7,8-diol a transferncia, catalisada pela peroxidase, do ra-

dical livre do hidroperxido para o PAH, resulta na formao da forma carcinog-

nica definitiva do benzo[a]pireno, o benzo[a]pireno-7,8-diol-9,10-epxido (Figura

32). Esta via de activao metablica dos procarcinognios embora no ubqua,

importante em alguns tecidos extra-hepticos como, por exemplo, no rim [14].

I ^ V ' ^ L0O. LO-

\KAJ Y^ OH 0 H

Benzo[a]pireno-7,8-diol Bcnzo[a]pireno-7,8-diol-9,10-epxido

Figura 32 . Activao metablica do benzo[a]pireno-7,8-diol durante a peroxidao do cido ara-quidnico [14]

O segundo mecanismo envolve a converso de metabolitos dihidrodiol, por

enzimas dehidrogenases, a ortoquinonas que se podem ligar covalentemente ao

ADN ou participar num ciclo redox com oxignio para dar origem a espcies reac-

tivas de oxignio como os radicais hidroxilo e anies superxido, capazes de atacar

o ADN. A formao de pequenas quantidades de quinonas por esta via pode re-

39

PARTE II - IMPACTE Dos PAHs NO AMBIENTE E m SAUDE

sultar na produo de grandes quantidades de espcies reactivas de oxignio, le-

vando a uma extensa leso no ADN (Figura 33) [6].

OH 0.7-

H2O2 O' radical semi-quinnico

Figura 3 3 . Formao de quinonas catalisada por enzimas dehidrogenases [6]

O benzo[a]pireno tem sido muito usado como composto modelo em estu-

dos de PAHs carcinognicos que demonstraram que o principal aducto com o

ADN do benzo[a]pireno o ( + )ani-benzo[a]pireno-7,8-dihidrodiol-9,10-epxido -

- ani-BPDE [18,195] (Figura 34.A).

O ani-BPDE o principal metabolite do benzo[a]pireno ligado ao ADN identifica-

do em roedores, bovinos e clulas humanas.

( + ) (7R,8S,9S,10R) ( + |-antl-BPDE

H

( + ) (7S,8R,9S,10R) ( + )-syn-BPDE

A B

Figura 34. A - ani-BPDE B - syn-BPDE [6]

Tambm se formam pequenas quantidades de aductos resultantes do is-

mero syn-BPDE (Figura 34.B). O anti- e o syn-BPDE exibem ambos forte activida-

de mutagnica em sistemas celulares de mamferos e em bactrias, embora o anti-

-BPDE demonstre uma actividade um pouco superior na induo de transforma-

40

PARTE U - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE E NA SADE

o maligna nos fibroblastos e na pele de ratinho e no pulmo do ratinho recm-

-nascido [6].

A maior parte das investigaes sobre os mecanismos moleculares pelos

quais os PAHs exercem as suas actividades biolgicas como a activao metabli-

ca, formao de aductos com o ADN e induo de mutaes foram realizadas com

PAHs tetra e pentacclicos, em particular com o benzo[a]pireno [55].

O benzo[a]antraceno, o criseno, o 5-metilcolantreno e o diben-

zo[a,j]antraceno sofrem activao metablica com formao de diol epxidos na

regio em baa e/ou na regio fjord e reagem com o ADN para formar aductos.

Contudo, as propores de ismeros diol epxidos assim formados, bem como a

extenso da sua ligao covalente ao ADN, varia consideravelmente. Mais recen-

temente descobriu-se que os diol epxidos da regio fjord do benzo [g] criseno tam-

bm se ligam extensivamente a locais especficos no ADN e so potentes carcino-

gnicos nas clulas bacterianas e de mamferos [56].

Pelo contrrio, muito pouco conhecido sobre os efeitos biolgicos de

PAHs com seis anis aromticos, embora alguns membros deste grande grupo de

PAHs como os dibenzopirenos, apresentem actividade carcinognica significativa

[55]. Prahalad et ai. [55] e Ralstom et ai. [56] efectuaram estudos com o diben-

zo[a,/]pireno (Figura 13 - pgina 11) em roedores e verificaram que um carcino-

gnio mais potente que o 7,12-DMBA (Figura 10 - pgina 10) e que o ben-

zo[a]pireno (Figura 3 - pgina 5) na induo de tumores na glndula mamria de

rato e que tambm um carcinognio pulmonar extremamente potente.

41

PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE m SADE

Assim, a extrema toxicidade expressa pelas caractersticas carcinognicas do

dibenzo[a,/]pireno, acompanhada da sua prevalncia no ambiente, pode criar um

potencial risco para a sade humana. Devido sua estrutura assimtrica, contendo

quer a regio em baa, quer a regio fjord podem-se formar o l,2-diol-3,4-epxido

e o 3,4-diol-l,2-epxido e ll,12-diol-13,14-epxido [55]. Ralston et a/. [56] referi-

ram ainda que tanto o dibenzo[a,/]pireno como o dibenzo[a,/]pireno-ll,12-

-dihidrodiol so mutagnicos [56].

A importncia biolgica dos epxidos da regio em baa ou da regio fjord,

em relao a outros metabolitos xidos de arenos, parece dever-se, no excepci-

onal reactividade destas regies como foi inicialmente sugerido, mas ao facto de

estas regies originarem impedimento estrico em relao aco das enzimas

destoxificantes. Embora este conceito no tenha sido testado com todos os PAHs

carcinognicos conhecidos, parece ser aplicvel, de um modo geral [6].

Segundo a IARC, est provado que 11 PAHs so carcinognios em roedo-

res [53]. Os PAHs de massa molecular superior esto ligados formao de tumo-

res e cancro em mamferos de laboratrio, peixes e humanos. Pelo contrrio, a

maior parte dos PAHs de baixa massa molecular evidenciam uma actividade in-

dutora de tumores mnima [57]. Nos seres humanos, a exposio a PAHs foi cor-

relacionada com vrios tipos de cancro nomeadamente, pulmo, pele, estmago e

esfago. Os efeitos no carcinognicos dos PAHs incluem principalmente irritao

da pele e dos olhos colocando, assim, a exposio a PAHs um problema de sade

para a populao em geral e, em particular, em zonas industrializadas [53].

Na ltima dcada, a medio dos metabolitos do pireno em produtos de ex-

creo de animais e do homem, especialmente do 1-hidroxipireno, ganhou parti-

42

PARTE II - IMPACTE Dos PAHs NO AMBIENTE E m SADE

cular importncia como potencial biomarcador para a exposio a PAHs. Porque o

pireno um membro predominante na famlia dos PAHs, a deteco dos seus

metabolitos fornece uma indicao sobre a exposio a PAHs de um determinado

organismo. Alm disso, como vimos, porque a oxidao metablica dos PAHs

responsvel pela formao de intermedirios txicos, a determinao do nvel de

metabolismo por um organismo pode contribuir para o estabelecimento do risco a

que uma espcie est sujeita num ambiente poludo com PAHs [58]. Stroomberg et

a. [58] identificaram e quantificaram, recentemente, todos os metabolitos do pire-

no produzidos pelo ispode Porcellio Scaber. Porque o pireno predomina no am-

biente, a anlise dos seus metabolitos um instrumento para o estabelecimento do

risco ambiental dos ecossistemas no que respeita exposio a PAHs, biodisponi-

bilidade e biotransformao [58].

Para alm dos efeitos biolgicos j referidos, foi demonstrado recentemente

que alguns PAHs inibem a actividade da acetilcolinaesterase de um modo compe-

titivo. A acetilcolina um dos neurotransmissores mais importantes, quer para o

sistema nervoso central quer para o sistema nervoso perifrico. Os compostos qu-

micos que inibem a acetilcolinoesterase (designados agentes anticolinoesterase)

fazem com que a acetilcolina livre se acumule nos locais colinrgicos do receptor,

resultando uma sobre-estimulao dos receptores colinrgicos muscarnicos e nico-

tnicos, no sistema nervoso central e perifrico. Por isso, a inibio da acetilcolina-

esterase causada por PAHs foi mesmo proposta como um biomarcador para neu-

rotoxicidade [8,51].

Tambm estudos recentes com linfcitos humanos do sangue perifrico

apoiam a hiptese de que o benzo[a]pireno e provavelmente outros PAHs so

43


metabolizados a certas espcies oxidantes reactivas que produzem uma diminuio

momentnea de glutationa intracelular e atacam os grupos sulfidrilo das protenas

levando a um aumento do clcio intracelular [5].

A avaliao dos efeitos dos poluentes no solo tem-se tornado uma priorida-

de para os pases membros da OCDE. Os biomarcadores podem ser usados para

detectar e estabelecer os efeitos da poluio, particularmente a provocada por bai-

xas concentraes de misturas complexas de poluentes, na qualidade ambiental.

M. Saint-Denis et ai. [51] avaliaram, recentemente, as respostas bioqumicas da

minhoca Eisenia ftida andrei ao benzo[a]pireno em diferentes concentraes e

tempos de exposio. As minhocas encontram-se na maior parte dos solos e po-

dem representar 60-80 % da biomassa total, o que torna estes organismos bioindi-

cadores apropriados para avaliar os efeitos dos PAHs nos solos [51]. Alm disso, as

minhocas tm um certo nmero de caractersticas (tamanho, comportamento e

elevada biomassa) que as torna um dos animais mais adequados para testar a toxi-

cidade dos xenobiticos nos solos e, por isso, foram adoptadas pela OCDE como

organismos padro para avaliao ecotoxicolgica [59].

Existem poucos estudos sobre os mecanismos da carcinognese para PAHs

heterocclicos. Parece que os mecanismos de activao metablica e de tumorog-

nese dos azo- e tio- PAHs so, provavelmente, semelhantes aos dos PAHs corres-

pondentes. Os estudos de biotransformao apoiam, de um modo geral, a hiptese

de que estes compostos so activados aos correspondentes diol epxidos da regio

em baa. Contudo, foram observadas algumas diferenas nas actividades biolgicas

e padres metablicos. Por exemplo, o dibenzo[c,g]carbazol (Figura 15 - pgina

13) exibe actividade como carcinognio heptico e da pele quando aplicado na

44

PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE NA SADE

pele do ratinho. Isto contrasta com os PAHs carcinognicos, os quais so activos

apenas no local de administrao [6].

A comparao das propriedades das molculas isostricas ben-

zo[a]antraceno (Figura 7 - pgina 8), benzo[a]acridina e benzo[c]acridina (Figura

15 - pgina 13), permite avaliar os efeitos do heterotomo na actividade biolgica

destes compostos. Em estudos de tumorogenicidade, a benzo[c]acridina geral-

mente a mais activa e a benzo[a]acridina a menos activa. As tumorogneses relati-

vas explicam-se, em parte, como consequncia do efeito de substituio do azoto

nas estabilidades dos correspondentes metabolitos diol epxido da regio em baa.

Em contraste com a reduzida expresso do efeito carcinognico dos derivados da

benzoacridina, a dibenzo[a,/i]acridina (Figura 15 - pgina 13) um carcinognio

potente. Este azo-PAH apresenta um interesse duplo porque possui duas regies

em baa assimtricas [6].

Embora no se tenha tido a pretenso de abordar de forma exaustiva a

problemtica do impacte dos PAHs na sade humana, parece-nos que a breve

abordagem que foi realizada relativamente s actividades biolgicas dos PAHs jus-

tifica plenamente o enorme interesse e a grande importncia do estudo analtico (e

toxicolgico) destes compostos ubquos e persistentes no ambiente.

45

PARTE III - ANLISE DE PAHs

PARTE III - ANALISE DE P A H S

PARTE III - ANALISE DE PAHs

1. INTRODUO

Um processo analtico consiste em vrios passos (Figura 35) contribuindo

cada um para a obteno de resultados o mais precisos, exactos e reprodutveis

[60,61,62].

Colheita

Armazenamento

Extraco/Isolamento

~K

Concentrao

Identificao

Quantificao

c AMOSTRAGEM )

C PURIFICAO )

( ANLISE ^ \ \CROMATOGRFIC/W

TRATAMENTO DE

RESULTADOS

Figura 35 . Procedimentos usados num processo analtico (adaptado de [63])

46

PARTE III - ANALISE m PAHs

Com a amostragem o analista qumico pretende obter uma amostra repre-

sentativa da matriz em estudo. Para tal, passos como a colheita e o armazena-

mento devem obedecer a critrios estritos que garantam o objectivo pretendido. A

amostragem , pois, uma etapa delicada a que cada vez se presta mais ateno, j

que pode pr em causa todos os resultados subsequentes do processo analtico.

O objectivo da amostragem obter uma boa informao a partir de uma

amostra da populao em estudo. As amostras devero ser representativas e no

devero ser contaminadas pelos recipientes ou aparelhos de colheita [64].

Aps o passo de amostragem, a amostra estar pronta para a extraco e

isolamento dos analitos pretendidos. Segue-se, portanto, a purificao das amos-

tras que, sendo ambientais, no podem habitualmente ser analisadas sem uma

preparao preliminar devido sua complexidade. O objectivo da purificao da

amostra proporcionar uma amostra enriquecida no/s analito/s de interesse, o que

pode ser conseguido extraindo-os, concentrando-os e/ou removendo da matriz

outros componentes que possam interferir na anlise [65].

No h uma estratgia nica para a purificao de uma amostra. Depende

sobretudo, da natureza dos compostos a serem determinados (volatilidade, polari-

dade, etc.), da natureza da matriz e do nvel de concentrao exigido. Apesar dos

avanos nas tcnicas de separao e quantificao, a purificao da amostra ain-

da um passo dbil e determinante em todo o processo analtico [65]. Trata-se de

um passo exigente e, por vezes, longo no estudo das amostras ambientais [66].

Alm disso, os mtodos de purificao da amostra geralmente usados pelos qumi-

cos analticos gastam quer solventes, quer tempo, constituindo tambm a principal

fonte dos erros cometidos durante a realizao de um processo analtico [67].

47

PARTE HI - ANAUSE PAHS

Uma conscincia global cada vez mais alertada para a poluio do meio

ambiente e para os perigos causados pelos poluentes orgnicos, resultou em inicia-

tivas internacionais para tentar reduzir o uso de solventes orgnicos dos quais al-

guns mtodos actuais continuam a depender [62]. Por isso, a procura de tcnicas

alternativas que abreviem o tempo de anlise e limitem ao mnimo o recurso a

grandes quantidades de solvente, tem constitudo uma preocupao dos cientistas

actuais. A imaginao e o desenvolvimento tcnico tm permitido grandes avanos

nesta rea possibilitando, em muitos casos, o tratamento de amostras ambientais

de forma eficiente, segura e reprodutvel [66].

Aps a etapa de purificao, recorre-se anlise cromatogrfica que permi-

tir identificar e quantificar os analitos de interesse. Os actuais processos cromato-

grficos associados a modernos e potentes detectores, originam uma cada vez mai-

or quantidade de resultados.

O tratamento dos resultados, ltima etapa de um procedimento analtico,

tem de considerar, no s a quantidade mas tambm a complexidade dos resulta-

dos obtidos, sendo ento os mtodos a utilizar os mais modernos da anlise mate-

mtica e estatstica.

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PARTE III - ANALISE DE PAHS

2. MTODOS DE EXTRACO

2.1. EXTRACO PORSOXHLET

A tcnica de extraco por Soxhlet um mtodo clssico de extraco con-

tinua de slidos [63]. Nesta tcnica, um solvente adequado (com elevada afinidade

para o que se pretende extrair e, de preferncia, com boa volatilidade e baixa vis-

cosidade) volatiliza, condensa e percola atravs da amostra slida. O lquido con-

densado sifonado para o recipiente que contm o solvente, aumentando-se assim

o tempo de contacto da amostra com o solvente [63,68] (Figura 36).

Figura 36 . Equipamento para extraco por Soxhlet [69]

A - balo de aquecimento com o solvente B - Soxhlet C - condensador D - amostra E - sifo

Esta tcnica constitui um mtodo frequentemente eleito para a extraco de po-

luentes orgnicos no polares [70,71] e tem sido utilizada na extraco de PAHs de

vrias matrizes (solos - Quadros I e II - pginas 54 e 60 -, sedimentos marinhos,

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cinzas produzidas durante a incinerao de lixos municipais e poeiras atmosfricas,

por exemplo).

A eficincia da extraco por Soxhlet tem sido comparada com outros m-

todos, o que tem permitido concluir que este mtodo simples e clssico apresenta,

por vezes, maior eficincia que outros mais complexos e modernos.

E, no entanto, uma tcnica morosa, que exige que os compostos a extrair

sejam estveis temperatura de ebulio do solvente extractor [63,70], que requer

relativamente grandes volumes de solventes orgnicos, frequentemente txicos,

caros e de eliminao problemtica em termos ambientais [70,72,73,74,75,76].

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2.2. EXTRACO POR ULTRA-SONS

O mtodo que utiliza os ultra-sons para remover analitos, sobretudo de

materiais slidos, pode constituir uma alternativa extraco por Soxhlet [77] (Fi-

gura 37). Trata-se de uma tcnica que recorre extraco por solventes comple-

mentada e melhorada pela utilizao de ultra-sons.

Figura 37. Aparelho de ultra-sons

As vibraes mecnicas produzidas pela transformao de energia elctrica

em energia ultra-snica de alta frequncia (20 KHz), so amplificadas provocando

uma alternncia de compresso no lquido e a formao de microbolhas que ex-

plodem violentamente. Este fenmeno, designado por cavitao, dissipa uma

energia considervel permitindo assim uma intensa agitao das molculas pre-

sentes no lquido [69].

A extraco por ultra-sons tambm envolve o uso de volumes de solventes relati-

vamente grandes [78] mas a poupana conseguida nos tempos de extraco e na

limpeza de material de vidro, tornam este mtodo adequado para utilizao em

estudos de rotina [79].


Esta tcnica apresenta as vantagens da extraco por solvente - afinidade

para os analitos pretendidos - per

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Doseamento de Hidrocarbonetos Aromáticos … · Os extractos obtidos por Soxhlet foram purificados por cromatografia em coluna. Todos os extractos foram analisados por cromatografia