doseamento de hidrocarbonetos aromáticos … · os extractos obtidos por soxhlet foram purificados...
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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
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FACULDADE DE FARMCIA UNIVERSIDADE DO PORTO
MESTRADO EM CONTROLO DE QUALIDADE
Doseamento de Hidrocarbonetos Aromticos
Policclicos em solos florestais
CORNLIA GARRIDO SOUSA CASTRO
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Porto 2000
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MESTRADO EM CONTROLO DE QUALIDADE
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
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Trabalho realizado em:
Faculdade de Farmcia da Universidade do Porto
Servio de Qumica Orgnica
Servio de Hidrologia
Orientador:
Professor Doutor Carlos Manuel Magalhes Afonso
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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".
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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".
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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
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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.
Mestrado em Controlo de Qualidade - rea cientfica: Ambiente
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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.
Mestrado em Controlo de Qualidade - rea cientfica: Ambiente
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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
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NDICE
NDICE
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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
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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
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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)
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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
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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
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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
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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 76 - Comparao dos resultados obtidos no solo 2 com os do solo 4 146
Figura 77 - Comparao dos resultados obtidos no solo 3 com os do solo 4 147
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
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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
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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
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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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SADE
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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E m SADE
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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E m SADE
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].
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SADE
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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHs NO AMBIENTE E NA SADE
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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE E NA SADE
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
-
PARTE II - IMPACTE DOS PAHS NO AMBIENTE E NA SADE
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].
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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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PARTE III - ANALISE DE PAHS
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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PARTE III - ANALISE DE PAHS
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].
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PARTE III - ANALISE DE PAHS
Esta tcnica apresenta as vantagens da extraco por solvente - afinidade
para os analitos pretendidos - per