cianobactérias e saúde pública -...
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UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA ANIMAL
CIANOBACTÉRIAS E SAÚDE PÚBLICA NO BRASIL
Eloá Takacy Prudente Brandão
MESTRADO EM BIOLOGIA HUMANA E AMBIENTE
2008
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA ANIMAL
CIANOBACTÉRIAS E SAÚDE PÚBLICA NO BRASIL
ELOÁ TAKACY PRUDENTE BRANDÃO
Dissertação apresentada à Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa, para obtenção do grau de Mestre em Biologia Humana e Ambiente. Orientadores:
Professora Doutora Maria José Boavida - Universidade de Lisboa
Professor Doutor Eduardo Mendes da Silva - Universidade Federal da Bahia-Brasil
2008
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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Agradecimentos
Aqui expresso o meu reconhecimento e a minha imensa gratidão a Escola
Polivalente de Itapetinga, a Direc-14 (Diretoria Regional de Educação) e Secretaria
da Eduação do Estado da Bahia pela concessão da licença para os meus estudos
com a garantia dos proventos. A Universidade Federal da Bahia que foi a instituição
de acolhimento no Brasil, onde obtive todo o apoio necessário à realização da
pesquisa e às pessoas sem as quais este trabalho não teria sido concretizado, em
especial: Aos meus orientadores, Professora Doutora Maria José Boavida e
Professor Doutor Eduardo Mendes da Silva, pela orientação, incentivo, boa vontade
e por tudo que com eles pude aprender, ao meu pai Jorge Prudente, a Rosa Borges,
a Jussandra de Almeida, por tudo que são para mim. Aos amigos de Lisboa que
desde a minha chegada fizeram-se incondicionais aliados, o que tornou minha
estadia em Portugal possível para além de prazerosa: Almiza, Adna, Antônio,
Andréa, Beto, Céu, Ceiça, Eduardo, Erik, Felipe, Flávio, Jeferson, Júnior, Lu, Nil,
Rinaldo, Rosário, Sérgio, Soraya, Thomaz, Zé Alberto e Yolanda. Aos amigos da
Faculdade de Ciências: André, Beatriz, Drª Lurdes, Leonor, Mafalda, Marta, Tiago e
Zé Caramujo, pelo imenso apoio. Aos professores do Instituto Ricardo Jorge e aos
da Faculdade de Ciências, pelos ensinamentos. As Doutoras Sandra Azevedo e
Gina Deberdt, ao Dr. Pedro Zagatto pela gentileza com que disponibilizaram-me as
informações que precisei, aos amigos que encontrei em Salvador e deram-me
grandes contribuições: Carla, Kátia, Bira, Oberdan e Júlia, ao professor Doriedson
pelas aulas de Limnologia e a Lúcia Grácia por atender ao meus pedidos de socorro.
O Brasil é o quinto país do mun
concentrar a maior reserva hídrica d
do mundo está em território brasilei
eutroficação, assoreamento, constru
pesca e introduções de espécies a
crescente degradação destas água
econômicos, transtornos à saúde pú
patologias de veiculação hídrica e
que são os metabólitos secundário
integrantes naturais do fitoplâncto
condições de enriquecimento artifi
ocasionar graves transtornos à saú
renais crônicos que eram submet
Caruraru, uma cidade do inter
comprometimento ao sistema im
dermatológico ou respiratório. Este
diversas fontes e contatos com pes
tema no Brasil, com o objetivo de co
pesquisa a respeito das florações
águas de abastecimento no Brasil, s
subsidiar políticas setoriais e projeto
Palavras-chave: cianobactérias, cia
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 20084
RESUMO
do em extensão territorial, é reconhecido por
o planeta. Aproximadamente 13% da água doce
ro. Nas últimas décadas, fatores como poluição,
ção de barragens, controle do regime de cheias,
lóctones i.e., não nativas, têm promovido uma
s ocasionando além de prejuízos ambientais e
blica decorrentes do aparecimento de inúmeras
dentre estas, as intoxicações por cianotoxinas,
s sintetizados pelas cianobactérias, organismos
n, passíveis de tornarem-se dominantes em
cial do meio aquático. As cianotoxinas podem
de pública, a exemplo das mortes de pacientes
idos a sessões de hemodiálise ocorridas em
ior do Estado de Pernambuco, além de
unológico e reações alérgicas aos níveis
trabalho é resultado da revisão bibliográfica de
quisadores que realizam investigações sobre o
mpilar dados sobre os eventos e instituições de
de cianobactérias potencialmente tóxicas em
ob a perspectiva da saúde pública, que possam
s educativos com vistas à redução dos riscos.
notoxinas, saúde pública.
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
ABSTRACT
Brazil is the fifth largest country in the world and has the largest frehswater rese
the planet, representing ca.13% of the total water available for human consum
Pollution, especially, nutrient input, river fragmentation, and the introduction of
fish species, in the last decades, have lead to a high level of degradation o
resource, thus causing environmental and economic consequences. Health pu
al at risk, because the increase in the number of pathogens, like cyanobacteria
to eutrophication (nutrient enrichment of the water), is conspicuous. An is
episode alone, in Caruaru (Pe, Brazil) cause the intoxication and lead to de
dozens of renal chronic patients submitted to haemodialysis. This type of intoxi
frequently causes damage on the immunologic system and allergic reactions o
skin or breath system are common. This work has compiled the literature o
subject of cyanobacterial blooms, using published and also grey literature, in or
assess the situation of some Brazilian aquatic systems regarding the presen
cyanobacteria, to provide information for management action or the establishm
educational measures to reduce risks.
Key words: cyanobacteria, cyanotoxins and public health.
5
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Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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ÍNDICE
1. INTRODUÇÃO 07
1.1. Biologia das Cianobatérias 07
1.2. Cianobactérias e Saúde Pública 10
1.3. Condições favoráveis às florações de cianobactérias 11
1.4. Eutroficação 12
1.5. Histórico dos Estudos sobre floraçõesde Algas Nocivas no Brasil 13
2. CIANOTOXINAS 15
2.1. Cianobactérias, Problema Ambiental e de Saúde Pública 20
2.2. Legislação Brasileira 27
2.3. Florações em Ecossistemas Epicontinentais no Brasil 33
2.4. Espécies mais frequentes no Brasil 38
3. METODOLOGIA UTILIZADA NAS INVESTIGAÇÕES 43
3.1. Método Biológico 44
3.1.1. Bioensaios 44
3.2. Métodos Físico-Químicos 45
3.2.1. Cromatografia Líquida de Alta Eficiência 45
3.3. Métodos Bioquímicos 46
3.3.1. Ensaio do Imunoadsorvente Ligado à Enzima 46
4. CIANOTOXINAS E SAÚDE PÚBLICA NO BRASIL 47
5. MÉTODOS DE REMOÇÃO DE CIANOTOXINAS EM USO NO BRASIL 53
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS 56
7. REFERÊNCIAS 58
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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1. INTRODUÇÃO
1.1. Biologia das Cianobactérias
As cianobactérias constituem um grupo taxonômico e filogenético único
(Round, 1983). Caracterizam-se como celulares procariontes (Calijuri et al., 2006),
fotoautróficos (Azevedo,1998). Embora geralmente sejam unicelulares, é comum
que as cianobactérias cresçam em colônias grandes o suficiente para que sejam
vistas (Calijuri et al., 2006; Carmichael 1994; Costa, 2003; Wetzel, 1993;) em
diversas formas: plana, com a forma de uma cartela de comprimidos
(Merismopedia), esféricas sólidas (Gleocapsa), esféricas ocas (Coelosphaerium),
cúbicas (Eucapsis) ou mesmo sem uma forma definida (Microcystis). Há algumas
que apresentam-se sob a forma de filamentos simples, sem ramificações
(Anabaena, Nostoc e Oscillatoria), outras com ramificações (Hapalosiphon,
Stigonema e Westiella). Há espécies da ordem Stigonematales que são capazes de
formar talos pseudoparenquimatosos alcançando dimensões que podem ser
medidas em centímetros (Gibson e Smith, 1982).
Existe alguma confusão na nomenclatura destes organismos. Embora
possuam uma estrutura celular procariótica tal como as bactérias, não possuem
certas estruturas membranosas como a membrana celular, ou organelas como
mitocôndrias ou cloroplastos, complexo de Golgi, retículo endoplasmático ou
vacúolos (Wetzel, 1993). Talvez por esta razão adaptam-se mais facilmente aos
meios com pressão osmótica elevada (Calijuri et al., 2006).
As cianobactérias diferem das bactérias heterotróficas pelo fato de conterem
clorofila-a, um pigmento comum às algas eucarióticas e plantas vasculares.
Possuem também um complexo de pigmentos acessórios como as ficobilinas
(ficocianina, ficoeritrina e aloficocianina), que lhes conferem a capacidade de
absorver mais eficientemente a luz nos mais distintos habitats e determinam sua
coloração verde-azulada (Lund, 1965). Estrutural e fisiologicamente, as
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cianobactérias são como as bactérias, no entanto funcionalmente são semelhantes
às plantas aquáticas (Wetzel, 1993).
Há nas cianobactérias estruturas que lhes são exclusivas, e.g. os
heterocistos. São céluas vegetativas diferenciadas que podem ocorrer em todas as
espécies filamentosas com exceção da família Oscillatoriaceae (Wetzel, 1993). A
sua localização pode ser terminal ou intercalar (Round, 1993) e são células que
apresentam uma parede espessada (Calijuri et al., 2006). A propriedade de fixar
nitrogênio atmosférico é atribuída à presença de um complexo enzimático específico
de nitrogenase no citoplasma que acumula cianoficina, glicogênio, lipídios e
carotenóides destas células (Carrapiço, 2000). Os heterocistos estabelecem ligações
com as células vizinhas através dos poros polares que ficam obliterados quando a
célula da cianobactéria envelhece (Bold e Mynne, 1985).
Algumas espécies de cianobactérias produzem acinetos, que são células
diferenciadas com paredes espessas (Costa, 2003; Wetzel, 1993) e toleram
condições extremas (Round,1983) sendo consideradas células de resistência que se
desenvolvem quando as condições do meio são desfavoráveis e acumulam reservas
de proteínas (Calijuri et al., 2006) garantindo sua sobrevivência (Costa, 2003).
Adicionalmente, os acinetos formam pseudo-vacúolos ou vesículas de gás
chamadas aerótopos que possibilitam sua flutuação na coluna d’água (Calijuri et al.,
2006). Quando o ambiente é favorável, os acinetos germinam, produzindo um
tricoma ou então hormogônios (Wetzel, 1993) que são filamentos de poucas células
(5-15) (Round,1983), os hormogônios crescem e dão origem a novas colônias
filamentosas. Considera-se este processo um tipo de reprodução assexuada (Calijuri
et al., 2006). A reprodução sexuada está ausente nas cianobactérias (Round, 1983)
as quais se reproduzem assexuadamente, por fissão binária ou fissão múltipla
(Calijuri et al., 2006).
As cianobactérias são organismos morfologicamente simples porém
fisiologicamente complexos (Costa, 2003). Os processos vitais inerentes às
cianobactérias requerem somente água, dióxido de carbono e luz, sendo a
fotossíntese o principal modo de obtenção de energia para o seu metabolismo
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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(Azevedo,1998). Estima-se que as cianobactérias tenham tido origem há 3,5 bilhões
de anos, é o que sugerem os nanofósseis sedimentados em estromatólitos (tapetes
fossilizados de procariontes) descobertos na Austrália (Costa, 2003).
Estudos paleontológicos do período Pré-Cambriano ou era Proteozóica,
também chamada Era das Cianobactérias (Calijuri et al., 2006), registraram a
atuação dominante das cianobactérias nos ecossistemas mais primitivos da terra,
demonstrando mudanças evolutivas extremas chamadas hypobradytelic, i.e.,
evolução morfológica lenta, porém eficaz (Costa, 2003).
As cinobactérias foram, provavelmente, os primeiros produtores primários de
matéria orgânica a liberarem oxigênio para o ambiente primitivo (Carmichael, 1994;
Yoo et al., 1995) possivelmente pelo fato de realizarem fotossíntese aeróbica, a qual
libera oxigênio como co-produto da fotossíntese (Costa, 2003). Este processo teria
criado uma atmosfera respirável no planeta possibilitando a evolução de muitos
outros organismos (Roenneberg e Carpenter,1993). Uma das características
marcantes das cianobactérias é a sua capacidade de crescimento nos ambientes
mais extremos (Brock,1972), o que provavelmente se dá por sua morfologia e
fisiologia que empregam diversos mecanismos de adaptação (Costa, 2003) fazendo
das mesmas excelentes colonizadoras ambientais com inúmeras vantagens no
processo elvolutivo em relação aos demais organismos fitoplanctônicos (Calijuri et
al., 2006).
As cianobactérias podem ser encontradas em oceanos, tanto em regiões
neríticas quanto pelágicas, ecossistemas de águas salobras como mangues e
estuários, ambientes continentais, que sejam poluídos ou não, nos rios, lagos ou
fontes termais (Whitton e Potts, 2000). Sendo capazes de suportar temperaturas
acima de 50ºC, já foram encontradas no alto de montanhas, regiões polares com
temperaturas negativas e até mesmo em crateras vulcânicas (Costa, 2003).
Em relação às florações, os ambientes de água doce são os mais favoráveis.
Consideram-se as cianobactérias como organismos típicos de águas eutróficas
(Vasconcelos, 1995). Observa-se frequentemente que muitas espécies apresentam
um desenvolvimento mais significativo em águas de pH neutro/alcalino (6-9), com
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temperaturas que podem variar entre 15ºC e 30ºC e alta concentração de nutrientes,
nomeadamente nitrogênio e fósforo (Yunes, 2000). Segundo Chorus e Bartram
(1999) concentrações de fósforo superiores a 10ug/L, estabilidade da coluna d’água
e populações preexistentes contendo vesículas que permitem a flutuação das
células constituem ambiente favorável à proliferação de cianobactérias. Este tipo de
ambiente aquático é o resultado da crescente eutroficação desencadeada pelas
ações humanas, como descargas de esgotos domésticos e industriais dos centros
urbanos e regiões de agroindústria, que têm se desenvolvido intensamente nos
últimos anos (Azevedo, 1998) e produzido alterações negativas aos mananciais,
dentre estas o aumento das florações de cianobactérias tóxicas com consequências
danosas à saúde pública.
1.2. Cianobactérias e Saúde Pública
É antigo o conhecimento de que toxinas de cianobactérias causam problemas
à saúde humana (Carmichael, 1981; Falconer, 1996; Pizzolón, 1996). Há registros
de alterações gastrointestinais do início do século XX (Tisdale, 1933) quando
florescimentos de Microcistis nos rios Ohio e Potomac, nos EUA, afetaram entre
5000 a 8000 pessoas que consumiram água potável procedente daquelas águas. O
tratamento mediante precipitação, filtração e cloração não foi suficiente para remover
as toxinas (Tisdale, 1931). Já foram descritos outros episódios de intoxicações em
países como Austrália, Inglaterra, China e África do Sul (Falconer et al.,1994). No
Brasil, tem sido confirmada a ocorrência de cepas tóxicas de cianobactérias em
reservatórios de abastecimento público, lagoas salobras e rios na maioria dos
Estados e os bioensaios de toxicidade recomendados pela OMS, têm demonstrado
que aproximadamente 75% das cepas isoladas apresentam-se tóxicas (Azevedo,
1998).
Em 1988, uma epidemia de gastroenterite no recém-inaugurado reservatório
de Itaparica (Bahia) resultou na morte de 88 pessoas. Dados clínicos dos pacientes
e análises da água apontaram para cianobactérias como responsáveis (Teixeira et
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al., 1988). Em 1996 um surto de insuficiência hepática ocorrido em pacientes renais
crônicos submetidos à hemodiálise numa clínica na cidade de Caruaru
(Pernambuco) foi o caso mais marcante no país - dos 131 pacientes, 76 faleceram.
As análises comprovaram a presença de microcistinas e ciindrospermopsina, nos
filtros de carvão ativado da clínica, no soro sanguíneo e no tecido hepático dos
pacientes (Carmichael et al., 2001).
1.3. Condições favoráveis às florações de cianobactérias
O conhecimento das causas das florações tóxicas de cianobactérias é
condição essencial ao seu manejo e prevenção (Yunes, 2000). No Brasil o
crescimento da agricultura intensiva “moderna”, baseada no uso indiscriminado de
fertilizantes nos últimos 30 anos, tem feito desta atividade a principal depositária de
efluentes químicos e orgânicos sobre os corpos d’água (Martins, 2004). Por esta via
são depositadas cargas substanciais de nutrientes nitrogenados e fosfatados nas
águas. Sendo N-nitrato, N-amonium e P-ortofosfatos (e estas são as formas
principais destes elementos utilizados na agricultura em solos adjacentes aos
mananciais) os três elementos mais determinantes ao desenvolvimento das
cianobactérias (Yunes, 2002). A taxa de urbanização que cresce rápida e
desordenadamente promove um incremento significativo da descarga de esgotos
não tratados (Azevedo, 1998) ou indevidamente tratados, o que leva um aporte
substancial de matéria orgânica aos ecossistemas aquáticos, com reflexos negativos
no balanço de oxigênio dissolvido, condição favorável à predominância das
cianobactérias (Yunes, 2002).
Estes processos em larga escala são, na atualidade, as principais causas da
eutroficação artificial de rios, lagos e reservatórios em muitas regiões brasileiras,
nomeadamente nas mais próximas aos grandes aglomerados urbanos (Azevedo,
1998).
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1.4. Eutroficação
Wetzel (1993) define a eutroficação como um dos estados da sucessão dos
lagos, pois com o passar do tempo os nutrientes vão se acumulando e
paulatinamente vai acontecendo um desenvolvimento das populações de
fitoplâncton, sendo comum que apareçam florações de algas. Quando ocorre
naturalmente, este é um processo gradual e lento, que pode levar muitos anos a
estabelecer-se e não há nada de errado com a eutroficação em si (Boavida, 2001).
O problema está na velocidade com que isto tem ocorrido nos últimos anos, gerando
uma desordem na produção de biomassa, impossibilitando que sua incorporação
pelo sistema aquático seja compatível com o tempo da produção, causando um
desequilíbrio ecológico, ao que se denomina eutroficação artificial ou cultural
(Souza, 1993). O termo eutroficação artificial ou cultural é utilizado para diferenciar a
eutroficação que ocorre pela ação antrópica da eutroficação que ocorre pela
evolução natural dos ambientes aquáticos (Rivera, 2003).
A eutroficação artificial constitui-se numa forma perniciosa de degradação das
águas (Azevedo 1998; Brandão e Domingos, 2006; Da Silva, 2006), configurando-se
como um processo que promove mudanças negativas aos ecossistemas aquáticos,
tais como redução da taxa oxigênio dissolvido (Boavida, 2001), diminuição da
transparência da água, alteração das concentrações iônicas, aumento da
condutividade elétrica, acúmulo de fósforo nos sedimentos e na coluna d’água
(Debertd et al., 2004; Tundisi, 2003), mortandade de peixes e perda da
biodiversidade (Azevedo, 1994; Boavida, 2001). Todas estas alterações predispõem
os manaciais às elevadas taxas de desenvolvimento de macrófitas aquáticas, a
comunidade fitoplanctônica apresenta respostas rápidas e o mais danoso no que se
refere à saúde humana: o aumento da incidência das florações de cianobactérias
tóxicas (Azevedo et al., 1994).
Em razão da eutroficação artificial, inúmeros reservatórios no mundo já
perderam sua capacidade de abastecimento de populações, de manutenção da vida
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aquática e de recreação. Alguns estudos demonstram a gravidade do problema
(Vollenweider, 1976; Pinto-Coelho et al., 2005; ANA, 2005).
Apesar da imensa capacidade de adaptação que têm as cianobactérias para
desenvolverem-se nos mais diversos ambientes (Azevedo, 1998), é nos mananciais
eutroficados onde ocorrem as florações de importância à saúde pública
(Vasconcelos,1995). Uma vez que em condições naturais, sem alterações
antrópicas, as cianobactérias vivem em equilíbrio como os demais grupos de algas
(Deberdt et al., 2004). Algumas variáveis naturais podem favorecer as florações,
e.g., temperaturas entre 15-30ºC, pH neutro alcalino e baixa incidência de ventos
(Da Silva, 2007). Em casos de reservatórios, o elevado tempo de residência da água
é também um fator predisponente (Calijuri et al., 2006).
De acordo com Wetzel (1993), eutroficação é um termo multifacetado,
geralmente associado ao aumento da produtividade, a simplificação estrutural dos
componentes bióticos e a redução da habilidade metabólica que têm os organismos
para adaptarem-se as alterações impostas. Aliadas às vantagens biológicas das
cianobactérias, é no meio eutroficado que estão reunidas as condições ambientais
favoráveis à sua dominância, destacando-se: pH elevado, alta temperatura, baixa
pressão de herbivoria, reduzida intensidade luminosa e altas concentrações de
nitrogênio e fósforo (Reynolds, 1984).
1.5. Histórico dos Estudos Sobre Florações de Algas Nocivas no Brasil
Segundo Senna (1987), até o final da década de 80, apenas 190 trabalhos
sobre cianobactérias haviam sido publicados no Brasil. Destes, 42% descreviam
taxonomia, 37%, ecologia, 16,5%, hidrobiologia, 2,5%, levantamentos bibliográficos
e somente 2%, versavam sobre fisiologia. Nenhum destes trabalhos abordou o
problema de produção de toxinas por cianobactérias. O primeiro trabalho
confirmando a produção de toxinas por cianobactérias isoladas no Brasil foi
publicado em 1994, por Azevedo e colaboradores. O estudo descreve uma
contaminação por microcistinas em águas de abastecimento, na Lagoa das Garças
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no Estado de São Paulo, onde foi isolada uma colônia de Mycrocystis aeruginosa na
fase exponencial. Foi realizada a extração da toxina seguida de bioensaios em
camundongos. O isolamento, a purificação e a caracterização da toxina foram
obtidos por HPLC. Neste experimento as principais toxinas encontradas foram a
microcistina-LR e microcistina-LF, uma variante da primeira (Azevedo et al.,1994).
Um levantamento dos estudos brasileiros sobre cianobactérias evidencia que
as florações com potencial de toxicidade têm aumentado significativamente em todo
país (Azevedo e Jardim, 2006). Entretanto, o número mais expressivo das pesquisas
parece estar restrito às regiões Sudeste e Sul, provavelmente em razão da maior
concentração de pesquisadores nestas localidades, embora o episódio mais
marcante envolvendo intoxicação em população humana por cianotoxinas tenha
ocorrido na região Nordeste e seja esta a região do Brasil que mais apresenta
condições favoráveis à contaminação da população por toxinas de cianobactérias
(Tsukamoto e Takahashi, 2007). Nesta região, o clima sempre quente, os
mananciais constituídos por açudes e pequenos corpos d´água sem renovação de
água, e com baixos níveis de água na seca (que facilita a aspiração da escuma de
cianobactérias), a água com pH alcalino, a falta de saneamento, níveis de pobreza e
educação problemáticos. E mais, a falta de controle da saúde pelo poder público,
são fatores que, associados, já produziram tragédias (Senna, 1987) nos Estados de
Pernambuco (Azevedo,1988) e Bahia (Teixeira et al., 2003).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
15
2. CIANOTOXINAS
Segundo Ferreira (1974), o termo toxina é utilizado para designar qualquer
substância venenosa segregada por seres vivos e capaz de, quando injetada no
animal, provocar formação de antitoxina. Cianotoxinas são, portanto, toxinas
sintetizadas por determindadas espécies de cianobactérias que formam florações
em corpos d’água (Carmichael, 1992). Há aproximadamente 40 espécies de
cianobactérias potencialmente produtoras de toxinas dentre as 2000 que são
atualmente conhecidas (Costa, 2003).
As causas da produção das cianotoxinas ainda não estão muito bem
esclarecidas. Acredita-se que esses compostos tenham função protetora contra a
herbivoria (Yunes, 2002) dos seus predadores primários (zooplancton), tal qual
ocorre com algumas plantas vasculares ao produzirem determinados metabólitos
como esteróides, alcalóides, taninos ou fenóis (Carmichael,1992; Calijuri et al.,
2006).
As cianotoxinas são geralmente agrupadas de acordo com o mecanismo de
toxicidade (Carmichael 1992, Campinas et al., 2002; Chorus e Bartram, 1999), com a
origem e a forma de dispersão no ambiente e ainda de acordo com a estrutura
química (Calijuri et al., 2006). Assim são descritos efeitos hepatotóxicos que
constituem os efeitos mais frequentes de intoxicação envolvendo cianobactérias
(Costa, 2003) ocasionados por hepatotoxinas que, segundo Chorus e Bartram
(1999), são as que apresentam os registros mais significativos em todos os
continentes. As hepatotoxinas têm ação lenta, em relação às neurotoxinas, podendo
causar a morte num intervalo de poucas horas a poucos dias por hemorragia intra-
hepática e choque hipovolêmico (Azevedo,1998) decorrente da destruição da
estrutura interna do fígado, pelo fato de promoverem a decomposição dos filamentos
intermediários e microfilamentos (polímeros proteicos) que mantêm a forma dos
hepatócitos (Vasconcelos, 1995). Segundo Falconer (1991), essas hepatotoxinas
chegam aos hepatócitos por meio dos receptores dos ácidos biliares,
desencadeando uma desorganização do citoesqueleto destas células. A partir de
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então o fígado perde sua arquitetura e desenvolve lesões internas graves
(Vasconcelos, 1995).
Segundo Calijuri et al., (2006) muitas hepatotoxinas não têm qualquer
atenção especial pelo tecido hepático, porém como o fígado concentra toxinas na
tentativa de degradá-las, acaba por tornar-se o alvo principal. Seu mecanismo de
ação se dá por inibição da síntese proteica. Têm sido observados severos danos
também em células renais, pulmonares e cardícas dos animais testados (Oliveira,
2005).
Microcistinas são as cianotoxinas mais comuns (Carmichael, 1995), tendo
recebido o nome do primeiro organismo do qual foram inicialmente isoladas (Sivonen
e Jones, 1998). O primeiro caso descrito de intoxicação por hepatotoxina foi
atribuído à floração de Microcystis aeruginosa (Carmichael, 1991). No entanto, há
outras espécies que também a sintetizam, como Anabaena, Nodularia, Oscillatoria,
Nostoc, Cylindrospermopsis, Hapalosiphon e Anabaenopsis (Bourrely,1985;
Branco,1959; Chorus e Bartram, 1999; Esteves,1988).
A nomenclatura foi proposta por Carmichael et al., (1988) que inicialmente
usou apenas as variações qualitativas evidenciadas em seus dois L-aminoácidos
para designar as diferentes microcistinas, e.g. microcistina-LR (leucina-arginina);-RR
(arginina-arginina);-YA (tirosina-alanina). Quanto à toxicidade, segundo Carmichael
(1994), quase todas apresentam DL50 (dose letal à 50% da população em teste)
(i.p. intra-peritoneal) 60 e 70µg/Kg de peso corpóreo e sintomatologia semelhante à
de um envenenamento. A microcistina é uma toxina inibidora da fosfatase proteica
tipo 1 e 2 A (Chorus e Bartram, 1999) podendo ser cem vezes mais potente que o
cianureto (Pizzolón,1996). Além das complicações hepáticas, às microcistinas são
atribuídos outros problemas como gastroenterite, reações alérgicas ou irritativas e
também problemas relacionados à neurotoxicidade (Leal e Soares, 2004).
Nodularinas são pentapeptídeos que inicialmente foram identificados na
espécie Nodularia spumigena (Sivonen et al., 1989). Atualmente já são conhecidas
oito nodularinas diferentes, caracterizadas conforme as variações no grau de
metilação, composição e isomerização dos seus aminoácidos (Rinehart, et al., 1994;
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Roset et al., 2001). Quanto a toxicidade, a DL50 (i.p.) em camundongos varia entre
50 a 200 µg/kg de peso corporal.
Alguns estudos têm demonstrado que tanto microcistinas como nodularinas
são potentes inibidores de proteínas fosfatases tipo 1 e 2A de células eucariontes.
Estas toxinas são consideradas potentes promotores de tumores hepáticos
(Falconer, 1991; Fujiki, 1992; Nishiwaki-Matsuhima et al., 1992).
Cilindrospermopsina é uma hepatotoxina também peptídica classificada como
alcalóide guanídico cíclico. Já foi isolada em três espécies de cianobactérias:
Cylindrospermopsis raciborskii (Ohtani et al., 1992), Umezakia natans (Harada et al.,
1994) e Aphanizomenon ovalisporum (Banker et al., 1997; Shaw et al., 1999). Seu
mecanismo de ação é tal qual o das outras hepatotoxinas: inibição da síntese
proteica provocando sintomatologias semelhantes (Brandão e Domingos, 2006),
podendo também afetar os rins (Calijuri et al., 2006).
Efeitos neurotóxicos são produzidos por neurotoxinas de atuação específica
no sistema nervoso, mesmo em pequenas concentrações (Sivonem et al., 1989;
Calijuri et al., 2006). As neurotoxinas são alcalóides ou organofosforados que agem
na transmissão de impulsos nervosos, inibindo-os em decorrência de bloqueio aos
canais de sódio, afetando a permeabilidade ao potássio ou a resistência das
membranas. A DL50 (i.p.) em camundongos é de 10µg/Kg de peso corporal
(Azevedo,1998). Podem causar morte em curto tempo de exposição (2-30 minutos)
(Chorus e Bartram, 1999). São descritos três grupos de neurotoxinas: Anatoxina-a
foi a primeira cianotoxina a ser definida funcional e quimicamente (Azevedo,1998).
Trata-se de uma amina secundária (Devlin et al., 1977, Roset et al., 2001). Seu
nome deriva da Anabaena flos-aquae, a primeira cianobactéria na qual verificou-se a
síntese desta toxina (Calijuri et al., 2006). Anatoxina-a é também sintetizada por
Anabaena sp (flos-aquae-lemmermannii), Anabaena planktonica, Oscillatoria sp.,
Aphanizomenon sp. e Cylindrospermum sp. (Chorus e Bartram, 1999; Sivonem e
Jones, 1998).Esta toxina é um alcalóide potente bloqueador neuromuscular pós-
sináptico de receptores nicotínicos e colinérgicos. Este mecanismo ocorre pela
ligação irreversível da toxina aos receptores da acetilcolina, já que esta não é
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degradada pela acetilcolinesterase (Azevedo, 1988). Em animais selvagens ou
domésticos, os sintomas de intoxicação por anatoxina-a incluem superestimulação
muscular, respiração ofegante, convulsões, cianose, seguida de paralisia que pode
ser fatal quando chega aos músculos respiratórios (Molica 1996).
Anatoxina-a-(S) é uma neurotoxina com um mecanismo de ação semelhante
ao da anatoxina-a, sintomas acrescidos de uma intensa salivação, daí a
denominação. Inibe igualmente a ação da acetilcolinesterase impedindo assim a
degradação da acetilcolina ligada aos receptores. Estruturalmente é classificada
como uma N-hidroxiguanidina fosfato de metila (Azevedo, 1988). Chega a ser dez
vezes mais potente que a anatoxina-a (Carmichael, 1992).
Saxitoxina e Neosaxitoxina são os nomes genéricos que se têm adotado para
um grupo de neurotoxinas também conhecidas como PSP- Paralitic Shelfish Poison,
em português: Veneno Paralisante de Marisco. São alcalóides neurotóxicos
inicialmente encontrados na cianobactéria Aphanizomenon flos-aquae, por isso a
PSP é também chamada afanotoxina (Witton e Potts, 2000). Sua ação se dá por
meio da inibição da comunicação nervosa entre neurônios e células musculares
(Brandão e Domingos, 2006) decorrente do bloqueio dos canais de sódio, o que
influencia a permeabilidade ao potássio ou a resistência das membranas dos
axônios (Vasconcelos 1995), assim o impulso nervoso não se propaga (Costa,
2003). Estas toxinas são sintetizadas por Anabaena sp., Aphanizomenon sp.,
Lyngbia sp. e Cylindrospermopsis sp (Carmichael, 1994). A intoxicação com estas
substâncias desencadeia sintomas como tontura, adormecimento da boca e
extremindades, taquicardia, fraqueza muscular, náusea, vômito e sede (Azevedo,
1998). A toxicidade deste grupo de alcalóides é variável, sendo a saxitoxina a mais
potente, mais até do que a anatoxina-a e anatoxina-a (s) (Sivonem e Jones, 1999).
Apesar da OMS (Organização Mundial da Saúde) considerar que não existam ainda
dados suficientes para determinação de um limite de concentração máximo aceitável
para as saxitoxinas em água potável, uma análise dos dados de intoxicações
humanas demonstra que a maioria dos casos esteve associada ao consumo
aproximado de 200 µg de saxitoxinas por pessoa. Assim, com base nestes dados e
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considerando 60 kg como peso corpóreo, um consumo diário de água de 2L e
fatores de incerteza para variações entre diferentes espécies e entre organismos da
mesma espécie, foi proposto um limite de 3 µg/L como aceitável em água para
consumo humano (Fitzgerald et al., 1999). No Brasil é também este o limite
recomendado pela Portaria 518, de 25 de Março de 2004, do Ministério da Saúde
(Brasil, 2004). Tem sido observado em muitos mananciais de abastecimento, da
região Nordeste à região Sul do país, um aumento da ocorrência de cepas de
Cylindrospermosis. Já foi observada dominância deste gênero em reservatórios
recém construídos, atingindo um número de células acima dos limites recomendados
pela portaria 518 do Ministério da Saúde e pela OMS, ou seja de 20.000 células/mL
(Santanna e Azevedo, 2000).
Homoanatoxina-a constitui-se num composto análogo da Anatoxina-a, sendo
ligeiramente menos tóxico que esta, sintetizado por Oscillatoria rubescens
(Vasconcelos, 1995). Homoanatoxina-a foi isolada pela primeira vez a partir de uma
cultura de Planktothrix (Oscillatoria) formosa (Rodríguez et al., 2006). Seu
mecanismo de toxicidade é semelhante ao da Anatoxina-a, ou seja, age como um
potente agente bloqueador neuromuscular que induz a paralisia corporal, convulsões
e morte por parada respiratória entre 7 e 12 min (Calijuri et al., 2006).
Efeitos dermatotóxicos são produzidos pelas cianotoxinas irritantes ao contato
dermal, também denominadas dermatotoxinas (LPS), que são sintetizadas por todos
os gêneros de cianobactérias (Calijuri, et al., 2006). Entretanto, Gorham e
Carmichael (1988) apontam como principais produtores envolvidos nestas
intoxicações Lyngbya, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Oscillatoria,
Gloeotrichia e Schizothrix.
De acordo com a origem e forma de dispersão no ambiente classificam-se as
cianotoxinas como endotoxinas, cuja toxicidade decorre da produção de toxinas que
são geralmente liberadas quando ocorre a lise das células durante a senescência ou
morte das cianobactérias, e contaminam as águas (Costa, 2003). São substâncias
componentes da parede celular de muitas bactérias e cianobactérias. Têm em sua
composição polissacarídeos e lipídeo A, que é o responsável por sua toxicidade.
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São toxinas fracas, no entanto letais em doses elevadas (Calijuri et al., 2006).
Exotoxinas são proteínas altamente específicas e com potente ação tóxica,
secretadas em baixas concentrações por quase todos os organismos gram-positivos
e gram-negativos. Não há ainda comprovações de que as cianobactérias eliminem
suas toxinas para o ambiente, o que se tem evidenciado é o aumento da
concentração da toxina na água associado à diminuição das florações, decorrentes
de variações ambientais ou do tratamento químico da água com algicidas, o que
provoca a lise das células (Calijuri et al., 2006).
De acordo com a estrutrura química, as cianotoxinas são classificadas como
alcalóides que se constituem em moléculas cíclicas e contêm nitrogênio na forma de
amina ou raramente na forma de amida (Larcher, 2000). No que se refere às
cianotoxinas, os alcalóides podem ser neurotóxicos (saxitoxinas e anatoxinas),
citotóxicos (cilindrospemopsinas) ou dermatotóxicos (aplisiatoxina e lingbiatoxina)
(Chorus e Bartram,1999).
Peptídeos cíclicos hepatotóxicos constituem-se em biomoléculas que podem
conter de dois a dezenas de aminoácidos unidos entre si por ligações peptídicas
(Calijuri et al., 2006). São sintetizados pelos gêneros Microcystis sp., Nodularia sp.,
Nostoc sp., e Cylindrospermopsis sp.
Lipopolissacarídeos (LPS) são endotoxinas pirogênicas comuns também às
bactérias, cujos estudos disponíveis ainda são poucos mas indicam serem menos
tóxicos.
2.1 - Cianobactérias, Problema Ambiental e de Saúde Pública
As florações de cianobactérias são o resultado da superdivisão das células
em quantidades acima de 10000 células/mL (Yunes, 2002), em mananciais de
abastecimento ou de recreio. Isto representa riscos à saúde humana devido às
potentes toxinas que são sintetizadas e liberadas ao meio quando ocorre a lise
celular (Comte, 2000; Vasconcelos, 1995; Yunes, 2000), o que pode ocorrer devido
ao uso de algicidas, ao estresse celular ou à senescência (Alves, 2005). Estas
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florações causam diversos transtornos, comprometem o aspecto estético do
manancial (León, 2007) já que a água por vezes adquire aparência de “sopa”, além
dos transtornos às estações de tratamento como entupimento nos filtros, corrosão
das tubulações. E mais, interferem na floculação (Azevedo, 2007), promovem
alterações importantes às características organolépticas como cor, sabor e odor da
água decorrentes da produção das substâncias geosmina e 2-metil-isobomeol
(León,2007), bastante citadas na literatura como fontes dos odores de terra e mofo
presentes nas águas contaminadas por cianobactérias (Sirtori, 2006).
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Na tabela a seguir estão as cianotoxinas, alvo primário e gêneros
responsáveis pela produção.
Tabela 1
Grupo da toxina Alvo primário em
mamíferos Gêneros de cianobactérias
Peptídeos cíclicos
Microcistina Fígado
Microcystis sp., Anabaena sp., Planktotrix sp., Oscillatoria sp., Nostoc sp., Hapalosiphon sp., Anabaenopsis
sp. Nodularina Fígado Nodularia sp.
Alcalóides
Anatoxina-a
Nervo sináptico Anabaena sp.,Planktotrix sp., Oscillatoria sp., Nostoc sp.,
Aphanizomenon sp.
Aplisiotoxina pele Lyngbya sp., Schizothrix sp., Planktotrix
sp, Oscillatoria sp.
Cilindrospermopsina Fígado Cylindrospermopsis sp.,
Aphanizomenon sp., Umezakia sp.
Lyngbiatoxina Pele, trato
gastrointestinal Lyngbya sp.
Saxitoxina Nervo axônico Anabaena sp., Aphanizomenon sp., Lyngbya sp., Cylindrospermopsis sp.
Lipopolissacarídeos
LPS Qualquer contato potencial irritante
Todos
Fonte: Calijuri et al., 2006.
Alguns autores referem-se ao potencial toxicológico das cianotoxinas como
causadoras de tumores hepáticos (Azevedo, 1998; Carmichael, 1992), distúrbios
neurológicos, constituindo-se em patologias bastante complexas, além das
complicações alérgicas, dermatológicas ou respiratórias (Azevedo, 1998) que
manifestam-se com vertigens, gastroenterites agudas, irritações da mucosa ocular,
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pneumonias atípicas, cefaléias, cólicas abdominais, vômitos e diarréia (Chorus et al.,
2000; Fleming et al., 2002; Leal e Soares, 2004; Ueno et al., 1996) e ainda
comprometimento do sistema imunológico (Araújo, 2003; Gonçalves, 2004; Kujbida
2005). As infestações são caracterizadas como agudas ou crônicas a depender do
tempo de exposição às substâncias e da quantidade ingerida (Vasconcelos,1995).
Os estudos evidenciam diversas formas pelas quais estas infestações podem
ocorrer. De um modo geral os relatos clínicos dos danos à saúde pública envolvem o
consumo oral de toxinas, em consequência de acidentes, desconhecimento ou
deficiência na operação dos sistemas de tratamento de água (Azevedo e Jardim,
2006), sendo cada uma responsável por um rol de sintomas característicos: ingestão
acidental, por via oral ou intravenosa (durante os tratamentos por hemodiálise)
(Matsuzaki et al., 2004), de águas com doses elevadas de cianotoxinas podem
provocar intoxicações agudas caracterizadas por aparecimento de gastroenterite
com diarréias, vômitos, náuseas, cólicas abdominais e febre ou um quadro de
hepatite com anorexia, astenia e também vômitos, podendo evoluir para óbito
(Dillenberg e Dehnel, 1960).
A ingestão de baixas doses de toxinas continuadamente também oferece
grandes riscos, promovendo o desenvolvimento de enfermidades hepáticas crônicas
a médio e longo prazo e a curto prazo costumam ocasionar mal estar digestivo e
hepático (Ueno et al., 1996; Yu, 1994). Este modo de contaminação pode ocorrer
por ingestão de água potável com tratamento insuficiente para eliminar as toxinas ou
ainda via pescado contaminado, já que algumas das toxinas são bioacumulativas
(Prado, 2007). Os moluscos, por serem filtradores, acumulam nos seus tecidos
doses não letais de toxinas que são repassadas ao longo das cadeias alimentares
cujo elo final poderá ser o homem (Lee, 1999; León, 2007; Reis, 2007). Os primeiros
efeitos deste tipo intoxicação podem aparecer imediatamente ou até 24 horas após o
consumo e são sintomas característicos: dormência na boca, perturbações
gastrointestinais, diarréia, fraqueza, paralisia respiratória ou cardiovascular e a
dependender da quantidade de toxinas ingeridas, morte (Silva, 2006). As hortaliças
podem também servir de via de contaminação quando irrigadas com águas
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24
contaminadas (Portes, 2004); não são comuns referências sobre este modo de
contaminação. Outra forma é por inalação de cianobactérias e seus esporos, o que
pode acontecer acidentalmente ou durante a prática de desportos aquáticos e gerar
sintomas como rinite, conjuntivite, dispnéia, bronquite aguda, asma, dermatite ou
queimaduras na pele (Reis, 2007).
Contudo, a ingestão de água contaminada parece ser a principal via de
contaminação (Vasconcelos, 1995) e os estudos epidemiológicos dos danos
causados pela presença de cianotoxinas em seres humanos indicam que a maior
freqüência ocorre quando a contaminação se dá na água potável, já que número de
ocorrências de problemas de saúde decorrentes do contato primário com água do
mar é relativamente desprezível (Prado, 2007). Os riscos por contato com águas de
recreação são maiores para os nadadores do que para banhistas comuns (Chorus
& Bartram, 1999; Falconer, 1999). Nestes casos as infestações são traduzidas em
irritações dérmicas e ou sintomas gastrointestinais como náuseas e vômitos, quando
os casos mais graves requerem internamentos e assistência especializada (León,
2007).
Há frequentes registros de intoxicações por meio do consumo de moluscos
com saxitoxina (SXT), uma neurotoxina da classe das PSP que pode ter origem
marinha ou dulceaquícola (Chorus & Bartram, 1999). Há também referências dos
lipopolissacarídeos, que podem provocar alergias ou moléstias menores em
humanos, todavia são poucas informações sobre seus efeitos crônicos ou agudos
(León, 2007). A possibilidade de bioacumulação e transferência de cianotoxinas por
meio da ingestão de peixes e moluscos que tenham se alimentado continuamente
de cianobactérias acumulando as toxinas em seus tecidos determina sérios riscos à
saúde humana (Matsuzaki et al., 2004). Alguns animais não resistem aos ambientes
eutróficos quando provocados por cianobactérias, podendo morrer devido à ação
das microcistinas. Porém nos casos de toxicidade sub-letal, os animais (moluscos,
peixes e lagostas) conseguem sobreviver tempo suficiente para acumular as toxinas
e transferi-las ao longo da cadeia alimentar, oferecendo risco ao consumo humano.
Alguns estudos têm demonstrado a bioacumulação e a toxicidade destas
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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substâncias em moluscos (Whittle, 2000). Magalhães et al., (2001), realizaram um
estudo sobre a bioacumulação de microcistinas em tilápias (Tilapia rendalli) que se
alimentaram continuamente de cianofíceas tóxicas em um lago no sudeste do Brasil.
Os peixes (T. rendalli) foram coletados a cada duas semanas entre agosto de 1996 e
novembro de 1999. As microcistinas do fitoplâncton foram analisadas por HPLC,
enquanto fígado e tecido muscular dos peixes foram analisados por um KIT ELISA.
Nas amostras do fitoplâncton foram confirmadas a dominância do gênero Microcystis
e nas amostras de fígado e tecido muscular dos peixes confirmou-se a presença de
microcistinas em concentrações perto ou acima do limite recomendado, pela OMS,
para consumo humano (0,04 µ/kg-dia) durante todo o período do estudo, incluindo
os tempos de baixa densidade da floração. Os resultados confirmaram a
acumulação e persistência das microcistinas nos tecidos musculares, mostrando o
alto risco no consumo destes peixes. Vale salientar que a introdução de tilápias em
inúmeros reservatórios brasileiros foi realizada com o objetivo de melhorar o
conteúdo proteico das dietas para as populações de baixa renda.
Outro estudo realizado também no Rio de Janeiro, na Baía de Sepetiba,
importante zona pesqueira, demonstrou a acumulação de microcistinas em tecido
muscular de peixes e camarões das águas desta baía. O estudo foi realizado
durante onze meses, as análises de microcistinas detectaram valores de até 103,3
µg/kg em tecido muscular de caranguejos (Magalhães et al., 2001). Foi realizado um
estudo com a carpa prateada como modelo de peixe filtrador oriundo de piscicultura,
com o objetivo de analisar-se a incorporação de microcistinas pelos peixes. Para
isto, os peixes foram colocados em aquários de vidro e tratados com cianobactérias
tóxicas e não tóxicas com diferentes números celulares, que variaram de 195.000 e
1.350.000 células de Microcystis/mL. A análise da presença da toxina nos tecidos
dos peixes foi realizada após extração por meio do imunoensaio especifico para
microcistinas – ELISA. Os experimentos indicaram valores de toxinas no músculo do
peixe entre 0 e 0,015 µg / g de peso seco do músculo. A variação das concentrações
de toxinas encontradas no músculo não foram lineares com as concentrações de
toxinas presentes na água, que chegaram a ultrapassar 27 µg / L. Assim, apesar de
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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não ter-se encontrado no músculo dos peixes valores superiores a 0,015 µg / g de
peso seco, pode-se considerar que o consumo da carpa prateada, assim como de
outros peixes filtradores de água doce, salobra ou marinha, apresenta risco à saúde
humana, quando em contato com cianobacterias tóxicas, e portanto os peixes
devem ser monitorados (Giordano, 2007). Atualmente os valores aceitáveis para
alimentos contaminados com microcistinas são, segundo a OMS, expressos através
da Tolerância Diária Ingerida (TDI) = 0,04 µg/kg de microcistinas (Falconer et al.,
1994). Segundo Carmichael (1992), Nishiwaki-Matsushima et al. (1992), Yu (1989),
Fujiki e Suganuma (1993), há evidências de que populações abastecidas por
reservatórios que apresentam extensas florações e estejam expostas a baixos níveis
de toxinas por longos períodos, demonstram desenvolvimento de carcinoma
hepático em um número significativo de pessoas. Além da hepatotoxicidade da
microcistina, têm sido realizados no Brasil alguns estudos sobre imunotoxicidade
(Araújo, 2003; Gonçalves, 2004; Kujbida, 2005). O trabalho de Araújo (2003)
considera que a microcistina (MCLR) é interiorizada por meio do sistema de
transporte de ácidos biliares e liga-se fortemente às fosfatases 1 e 2A. A inibição
destas atividades enzimáticas tem efeito tóxico direto contra os hepatócitos mas não
contra macrófagos (células de defesa que migram do sangue para os tecidos).
Assim, foram produzidos em coelhos anticorpos contra a MCLR e verificou-se que o
anticorpo previne o efeito hepatotóxico. Esta observação sugeriu a possiblidade do
uso do anticorpo específico como antídoto que, administrado até trinta minutos após
a injeção da toxina, protegeu camundongos contra a dose letal da MCLR e preveniu
a lesão hepática que foi encontrada apenas nos animais que receberam a toxina
sem o antídoto. Este, segundo a autora, é o primeiro estudo a demonstar o efeito
protetor de anticorpos produzidos contra a morte de animais inoculados com uma
dose letal da toxina. Em conclusão, a detoxificação dos efeitos de MCLR com
anticorpos protetores específicos parece ser uma tarefa exequivel.
Gonçalves (2004) refere-se à microcistina como uma toxina com efeito
imunomodulatório (exerce ação sobre o sistema imunológico). Assim, foi avaliado o
efeito da microcistina na função dos leucócitos (células de defesa), considerando-se
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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que pacientes portadores de doença renal crônica em hemodiálise possam estar
expostos a variáveis concentrações de microcistinas e que estes pacientes por
vezes apresentam sinais de supressão da imunidade associada à inflamação. O
estudo foi realizado isolando-se leucócitos de voluntários saudáveis e de pacientes
em hemodiálise. Os leucócitos foram incubados com microcistina por vinte e quatro
horas para determinação do efeito dose-resposta. Foi observado que, embora não
tenha havido inlamação, houve redução na função dos leucócitos de ambos os
grupos avaliados. A ação de microcistinas sobre neutrófilos humanos (leucócitos
envolvidos na defesa contra infecção bacteriana e outros pequenos processos
inflamatórios - o tipo mais abundante no sangue humano), foi avaliada por Kujbida
(2005). Neste trabalho, isolaram-se as microcistinas (MC-LR) produzidas pela
cianobactéria Microcistis panniformis sobre neutrófilos humanos in vitro, observou-se
que estas substâncias têm capacidade quimiotáxica (locomoção de células em
direção a um gradiente químico), uma vez que houve aumento da migração dos
neutrófilos e aumento da fagocitose. Os resultados indicaram que microcistinas em
concentrações menores que o limite máximo sugerido pela (OMS) 1µg/L, têm efeito
sobre funções de neutrófilos humanos in vitro, podendo contribuir para a toxicidade
destas microcistinas.
2.2. Legislação Brasileira
A legislação federal sobre recursos hídricos no Brasil remonta à década de 30
do século XX, quando entrou em vigor o Código de Águas (Decreto nº 24.643, de
1934) (Ramos, 2007), o primeiro instrumento legal a disciplinar, em linhas gerais, o
aproveitamento industrial das águas e, de modo especial, o aproveitamento e
exploração da energia hidráulica (Freiria, 2007). Estruturalmente esta lei é dividida
em duas partes, a primeira trata das águas em geral e de seu domínio, a segunda
trata do aproveitamento dos potenciais hidráulicos e estabelece uma disciplina legal
para geração, transmissão e distribuição de energia elétrica (Milaré, 2005). Numa
leitura do código das águas encontra-se um pequeno trecho, nas considerações,
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
28
referindo-se discretamente ao uso racional da energia hidráulica, sem qualquer
relação entre água e ecossistema ou saúde pública. Na altura da elaboração desta
lei parecia haver uma tendência de se dispor as águas brasileiras unicamente à
geração de energia, o gerenciamento das águas era realizado pelo setor elétrico, ou
seja, o mesmo órgão que dava as concessões controlava a energia elétrica e era
responsável pelo gerenciamento da água (Moreira, 2001). Apesar de ser um texto
legal antigo, esta é uma lei ainda vigente, embora muito alterada e revogada por leis
posteriores (Freiria, 2007). Atualmente, abaixo da Constituição Federal que define
os princípios gerais para a regulamentação dos recursos hídricos, a lei 9433/97
publicada Em 08 de janeiro de 1997 é a mais importante norma legal do país
relativa à proteção dos recursos hídricos, é a lei que institui a Política Nacional de
Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos
Hídricos. Está assim descrito o seu primeiro capítulo:
Art. 1º - A Política Nacional dos Recursos Hídricos baseia-se nos seguintes
fundamentos:
I - A água é um bem de domínio público;
II - A água é um recurso natural limitado, dotado de valor econômico;
III - Em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo
humano e a dessedentação de animais;
IV - A gestão dos recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das
águas;
V - A bacia hidrográfica é a unidade territorial para implementação da Política
Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos;
VI – A gestão dos recursos hídricos deve ser descentralizada e contar com a
participação do poder público, dos usuários e das comunidades.
Entretanto quando se lê a Directiva Européia, percebe-se uma abordagem
bastante distinta: “A água não é um produto como outro qualquer, mas um
patrimônio que deve ser protegido, defendido e tratado como tal” (Directiva
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
29
2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho de 23 de Outubro de 2000 que
estabelece um quadro de ação comunitária no domínio da política da água).
A legislação brasileira estabelece que “A bacia hidrográfica é a unidade
territorial para implementação da política Nacional de Recursos Hídricos e atuação
do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos” (Cap. I, Art.1º, Inciso
V), Isto demonstra como a lei fragmenta a bacia ao ter um outro plano e uma outra
lei para as regiões estuarinas e costeiras. Outro aspecto chama atenção na
legislação brasileira, tudo no texto da lei refere-se apenas a água que é direta ou
indiretamente utilizável pelo ser humano como se as outras águas que assim não o
são, não pudessem ser consideradas recursos hídricos: até mesmo a denominação,
a lei não se refere ao termo “água”, algo inteligível a qualquer cidadão, e sim
“recurso hídrico”, o que parece ser algo indefinido ao entendimento de todos, como
se fora mesmo necessário complicar.
A Constituição brasileira de 1988 é a principal referência legal do país e
assim estabelece no seu artigo 225:
“Todos têm direito ao meio ambiente ecologicamente equilibrado, bem de uso
comum do povo e essencial à sadia qualidade de vida, impondo-se ao Poder
Público e à coletividade o dever de defendê-lo e preservá-lo para as presentes e
futuras gerações”.
No entanto, dados do IBGE (2000) (Instituto Brasileiro de Geografia e
Estatística) demonstram o quão distante é a realidade social do país do que
preconizam as leis. Considerando o território brasileiro, 47,8% dos seus municípios
não dispõem de rede de esgoto, 80% do esgoto coletado não é tratado (Baltar,
1997). Apesar de ser este país a 6ª economia do mundo (Folha, 2008) e ocupar
atualmente a 15ª posição no ranking de produção científica mundial, sendo as áreas
médicas as que apresentam o maior desenvolvimento dentre as áreas avaliadas
(SBPC, 2008), o Brasil ainda figura na 63ª posição do índice de desenvolvimento
humano (PNUD, 2008). E mais, 24% da população brasileira não tem acesso a água
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
30
tratada (PNUD, 2005). Isto se reflete nos índices de internamentos por doenças de
veiculação hídrica, 80% das consultas pediátricas em centros de saúde da rede
pública são decorrentes destas doenças (Neto, 2004), o que parece ser resultado da
história de uma política de saneamento fragmentada e vinculada apenas ao
desenvolvimento institucional do Estado (Mendes et al., 2000). O próprio IBGE cita
nas conclusões do último senso “Esgotamento sanitário é o serviço com menor
cobertura nos municípios brasileiros” (IBGE, 2000).
No que se refere às cianobactérias, a legislação brasileira determina limites
para densidade destes organismos e concentração de cianotoxinas em norma
nacional, com força de lei (Deberdt et al., 2004). Isto se deu depois da conhecida
“Tragédia de Caruaru”. Em razão deste acontecimento, no ano 2000 entrou em vigor
a Portaria 1469 de 20/12/2000 do Ministério da Saúde que passou a determinar
procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e vigilância da qualidade da
água para consumo humano, além dos padrões de potabilidade. Pela primeira vez
no Brasil foi inserida em norma legal a obrigatoriedade do monitoramento de
cianobactérias na zona de captação em manancial superficial.
O capítulo II, artigo 4º, trata a portaria da definição de cianobactéria e
cianotoxina:
“X. Cianobactérias: Microorganismos procarióticos fotoautróficos, também
denominados como cianofíceas (algas azuis), capazes de ocorrer em qualquer
manancial superficial, especialmente aqueles com elevados níveis de nutrientes
(nitrogênio e fósforo), podendo produzir toxinas com efeitos adversos à saúde; e
XI. Cianotoxinas - Toxinas produzidas por cianobactérias que apresentam efeitos
adversos à saúde por ingestão oral, incluindo:
a) Microcistinas - Hepatotoxinas heptapeptídicas cíclicas produzidas por
cianobactérias, com efeito potente de inibição de proteínas fosfatases dos
tipos 1 e 2 A e promotoras de tumores;
b) Cilindrospermopsina - Alcalóide guanidínico cíclico produzido por
cianobactérias, inibidor de síntese proteica, predominantemente hepatotóxico,
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
31
apresentando também efeitos citotóxicos nos rins, baço, coração e outros
órgãos; e
c) Saxitoxinas - Grupo de alcalóides carbamatos neurotóxicos produzidos por
cianobactérias, não sulfatados (saxitoxinas) ou sulfatados (goniautoxinas e C-
toxinas) e derivados decarbamil, apresentando efeitos de inibição da
condução nervosa por bloqueios dos canais de sódio ”.
A portaria estabelecia os seguintes limites máximos aceitáveis para toxinas de
cianobactérias:
• Microcistinas: 1 µg/L (corresponde a 5000 cel. de Microcystis)
(Watanabe et al., 1996)
• Cilindrospermopsinas: 15 µg/L
• Saxitoxinas: 3 µg/L
A dosagem de microcistinas, como substâncias que representam risco à
saúde humana é parte integrante do padrão de potabilidade (Chorus e Bartram,
1999), Entretanto, não há referência ou padrão estabelecido para neurotoxinas,
como anatoxina-a e anatoxina-a (s), apesar do potencial de risco que representam à
saúde humana, talvez pelo fato de não haver qualquer registro de ocorrência com
estas substâncias e não se conhecer o grau de risco para toxicidade crônica para
humanos (Azevedo, 1998, Chorus e Bartram, 1999). Até o momento, todos os casos
de incidentes toxicológicos relacionados com a Anatoxina-a e que levaram à morte
em poucos minutos envolveram “apenas” animais (Rodriguez et al., 2006).
No texto da Portaria também não são encontradas referências sobre outras
formas em que a contaminação possa ocorrer que não a via oral. São
recomendadas análises de cilindrospermopsina e saxitoxinas (STX), observando os
limites de 15,0 e 3,0 µg/L de equivalentes STX/L, respectivamente. Sempre que a
quantidade de cianobactérias no manancial exceder 20.000 células/mL, será exigida
análise de cianotoxinas ou comprovação de toxicidade na água bruta por meio da
realização de bioensaios em camundongos, o que a comunidade científica já vê com
reservas em razão dos aspectos éticos que envolvem tal prática (Amorim, 1994).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
32
É vedado o uso de algicidas para o controle do desenvolvimento de
cianobactérias ou qualquer intervenção no manancial que provoque a lise das
células destes organismos, quando a densidade das cianobactérias exceder 20.000
células/mL, sob pena de comprometimento da avaliação de riscos à saúde
associados às cianotoxinas ( Art.19, § 2º). Esta portaria, 1469 de 20/12/2000,
vigorou até 2004 quando foi revogada e substituída pela Portaria 518 de 25 de
Março de 2004, exatamente igual, com as mesmas lacunas da Portaria 1469, porém
com um prazo maior para adequação. Vale ressaltar que, conceitualmente, a
legislação brasileira adota o entendimento preconizado pela OMS: o controle de
qualidade da água é uma atribuição (obrigatória) dos responsáveis pelo
abastecimento de água, enquanto a vigilância da qualidade da água é exercida, de
forma independente, pelas autoridades de saúde pública (Pinto et al., 2005) Assim,
estas portarias foram implementadas pelo Ministério da Saúde que põe a cargo do
próprio Ministério o dever de promover e acompanhar a vigilância da qualidade da
água em articulação com as secretarias de saúde dos Estados e do Distrito Federal.
Com a descentralização do Sistema Único de Saúde (SUS) a responsabilidade de
execução das atividades cotidianas de vigilância da qualidade da água é municipal
(MS, 2005). Entretanto não há nas secretarias de saúde dos Estados brasileiros,
muito menos dos municípios, equipe técnica com formação para exercer tal função.
Entre agosto de 2005 e agosto de 2006 um trabalho de Jardim e Azevedo
sobre Cianobactérias em Águas para Abastecimento Público referente ao
Cumprimento da Legislação Brasileira, foi realizado em 23 empresas de tratamento
de água distribuídas em 14 estados brasileiros. Os autores descrevem a ocorrência
de cianobactérias tóxicas em todas as amostras. Em 90% das amostras havia
Microcystis. O trabalho também relata a falta de especialistas em taxonomia e a
indisponibilidade de técnicas moleculares na maioria dos laboratórios das
companhias onde as análises são realizadas, ou mesmo em laboratórios de terceiros
contratados por estas, o que sugere a necessidade de investimentos em recursos
humanos e infra-estrutura para que se efetue o cumprimento da Portaria nº 518 do
Ministério da Saúde (Alves, 2005).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
33
2.3. Florações em Ecossistemas Epicontinentais no Brasil
Nos últimos anos, tem aumentado consideravelmente o número de registros
de florações de cianobactérias tóxicas em importantes reservatórios brasileiros,
assim como a criação de programas de monitoramento. As mortes em Caruaru,
ocasionadas por cianobactérias, despertaram a atenção para o perigo que esses
organismos podem representar (Jochimsen et al., 1998; Pouria, 1998), levando um
número maior de pesquisadores a se dedicar ao seu estudo em alguns Estados do
país, nomeadamente os Estados das Regiões Sul e Sudeste, como demonstra a
tabela a seguir:
Tabela 2
Localidade Características Ano Gênero Referência Investigação
Epidemiológica Lagoa das
Garças- São Paulo
Lago urbano, eutrófico,
localizado em 1994 Mycrocistis aeruginosa
Azevedo et al., 1994
Não houve
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
34
área de preservação ambiental
Represa de Guarapiranga-
São Paulo
Abastece 3 milhões de habitantes
1994 2002
Anabaena, Aphanocapsa, Mycrocystis, Planktotrix,
Cylidrospermopsis
Zagatto e Aragão (1994)
Programa AGUAAN
(2003)
Não houve
Represa Billings- São Paulo
Abastece 4,5 milhões de habitantes
1998 2000 2001
Anabaena, Aphanocapsa, Mycrocystis, Planktotrix,
Cylidrospermopsis
Programa AGUAAN
(2003)
Não houve Detecção de
cianotoxinas por HPLC
Represa Praia Azul-
São Paulo
Local para pesca e esportes náuticos
1994 Microcystis Zagatto e Aragão,
1994
Teste de toxicidade em camundongos
Reservatório Jundiaí-
São Paulo
Abastece parte da região
metropolitana de São Paulo
1994 Microcystis, Anabaena Zagatto e Aragão,
1994
Teste de toxicidade em camundongos
Represa Salto Grande-
São Paulo
Abastece a cidade de
Americana de água e energia,
199000 habitantes
1994 Microcystis, Zagatto e Aragão,
1994
Teste de toxicidade em camundongos
Represa de Broa-
São Paulo
Geração de energia, pesca
e esportes náuticos 212.956
habitantes
1994 Anabaena Nostoc
Costa e Azevedo,
1994 Não houve
Represa do Faxinal-
Rio Grande do Sul
Abastece população de
300 mil habitantes
Abril a Dezembro de 2002
Anabaena sp. Programa AGUAAN
Não houve
Represa de São Miguel-
Rio Grande do Sul
Local de prática de esportes
náuticos
Todo o ano de 2002,
mesmo no inverno
Anabaena sp. Programa AGUAAN
Não houve
Rio Caí- Rio Grande do
Sul
60 mil habitantes
2003 Cylidrospermopsis
rabciborskii Yunes et al.,2003
Bioensaios em camundongos detectaram a presença de neurotoxinas
Lagoa dos Patos- Rio Grande do
Sul
Maior complexo lagunar da
América do Sul. Abastece 3 milhões de habitantes
1994 a 1998 2003 2005
Microcystis aeruginosa Anabaena sp.
Microcystis aeruginosa
Yunes et al., 1996.
Rosa et al., 2003.
Dewes et al., 2005.
Detecção de microcistinas por
bioensaios. Bioensaios em caranguejos.
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
35
Rio Guaíba-
Rio Grande do Sul
1,5 milhão de habitantes
2007 Planktothrix Tsukamoto e
Takahashi 2007
Não houve
Barragem Armando Ribeiro
Gonçalves- Rio Grande do
Norte
Abastece 400 mil habitantes
2000-2002
Anabaena sp., Aphanizomenon, Cylindrospermosis,
Raphidopsis, Microcystis sp.,
Lyngbia, Planktotrix
Costa, 2003 Determinação de cianotoxinas por HPLC e ELISA
Represa de Furnas-
Minas Gerais
Abastece 34 municípios de Minas Gerais
Outubro-1998
Cylindrospermopsis raciborski, Microcystis
viridis
Jardim et al., 1999
Bioensaios em camundongos,
detectaram neurotoxicidade.
Análise por HPLC detectaram
microcistina na água bruta e no
carvão ativado do sistema de
tratamento de uma clínica de hemodiálise da
cidade
Várzea da
Palma- Minas Gerais
31 mil
habitantes
2007
Microcystis
UFMG, Projeto
Manuelzão 2007
Instituto Estadual de Florestas (IEF),
recomendou suspensão da pesca, exames
detectaram microcistina no
pescado
Represa de Utinga Pará
Principal manancial de
água potável da cidade de
Belém, 1.408.847 habitantes
(IBGE,2007)
1999-2000
Aphanizomenon, Aphanocapsa, Aphanothece, Arthrospira, Blennothrix, Coelomoron, Leptolyngbya, Merismopedia,
Microcystis, Nostoc, Oscillatoria, Planktothrix,
Pseudanabaena, Radiocystis e Rhabdoderma
Vieira, 2002
Análises por CLAE e ELISA,
detectaram microcistinas.
Complexo lagunar Mundaú-
Manguaba Alagoas
Abastece de peixes e
mariscos em torno de 260 mil
habitantes
1999
Microcystis aeruginosa, Anabaena spiroides,
Oscillatoria e Cylidrospermopsis
Porfírio, (2000)
Detecção de toxinas por
bioensaios em camundongos
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
Açude Tabocas- Pernambuco
Abastecimento de 200 mil habitantes
1996 - 1998
Cylidrospermopsis raciborskii,
Aphanocapsa incerta, Planktollyngbya
subtillis, Oscillatoria sp
Molica et al., (1999)
Morte de pacientes renais
(Caruaru) Detecção de toxinas por bioensaios
Lagoa Paranoá Brasília
Pesca e esportes náuticos
1994 Oscillatoria sp Costa e
Azevedo, 1994
Não houve
Lago Paranoá Brasília- Distrito
Federal
2 milhões de habitantes
2007 Cylindrospermopsis Tsukamoto e
Takahashi 2007
Não houve
Lago de Itaipu - Paraná
Hidrelétrica binacional, maior do mundo.
Abastece de água potável
320 mil habitantes da cidade de Foz
do Iguaçu
2000 Microcystis Kamogae et al., 2000
Detecção de microcistinas por
ensaio imunoenzimático
IC-ELISA
Represa de Alagados-Paraná
Abastece população de
270 mil habitantes
2001-2002 Cilindospermopsi
racirboskii Programa AGUAAN
Não houve
36
Rio Paraíba do Sul 12 milhões de 2007 Microcystis Barbosa, Não houve
São Paulo/Rio de Janeiro
habitantes 2007 h
Represa do Funil-
Rio de Janeiro
Localizada entre Rio de
Janeiro e São Paulo, gera
energia. Área de pesca e esportes náuticos
1994 2001
Pseudanabaena Microcystis e Anabaena
Costa e Azevedo,
1994 Soares et al., 2005
Não houve Imunoensaios por
ELISA, E Bioensaios em camundongos
detectaram microcystinas na água utilizada em
clínica de hemodiálise.
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
37
Na tabela a seguir estão listados os Estados brasileiros onde tem havido
programas de monitoramento de cianobactérias e as respectivas instituições
envolvidas.
Tabela 3
Estado Instituição Responsável
Rio Grande do Sul
Fundação Universidade do Rio Grande (FURG) – Unidade de Pesquisa de Cianobactéria
Santa Catarina Universidade do Vale do Itajaí (UNIVALI), Centro de Ciências
Tecnológicas da Terra e do Mar
Paraná Universidade Estadual de Londrina (UEL)
Departamento de Tecnologia de Alimentos
São Paulo Universidade de São Paulo (USP) Departamento de Fisiologia,
do Instituto de Biociências Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental (CETESB)
Rio de Janeiro Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ); Núcleo de
Pesquisas de Produtos Naturais (NPPN)
Minas Gerais COPASA – Companhia de Saneamento de Minas Gerais
Alagoas Universidade Federal de Alagoas
Pernambuco Instituto Tecnológico do Estado de Pernambuco
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
38
2.4. Espécies mais frequentes no Brasil
Segundo Sant’Anna e Azevedo (2000), Anabaena, Microcystis, Planktothrix,
Aphanizomenon e Cylindrospermopsis são os gêneros de cianobactérias
potencialmente produtores de toxinas que ocorrem com maior freqüência no Brasil.
Suas espécies, quase todas produtoras de toxinas, são as mais comuns em
florações de lagos e reservatórios eutroficados de todo o país. A Anabaena tem sido
o gênero com maior número de espécies potencialmente tóxicas: A. spiroides, A
circinalis, A. flosaquae, A. planctonica, A. solitária. Segundo Azevedo (2000) e
Reynolds (1984) o gênero Microcystis é dominante em 51,6% dos eventos nos
diversos ecossistemas continentais brasileiros, sendo Microcystis aeruginosa a
espécie que apresenta distribuição mais ampla e predominante, segundo Zagatto
(1997) o gênero Microcystis é também responsável por 65% dos relatos de
intoxicação no Brasil. A Cilindrospermopsis raciborskii vem se tornando uma das
espécies de grande interesse dos pesquisadores em razão do seu potencial de
produzir florações e pelo aumento da ocorrência de suas florações. No Brasil, há
registros desta espécie em onze Estados e no Distrito Federal. A grande maioria das
cepas tóxicas isoladas demonstram produzir saxitoxinas (Jardim et al., 2005).
Os registros brasileiros das florações de cianobactérias indicam que os
eventos de florações de espécies tóxicas são significativamente maiores do que as
florações de cepas não tóxicas (Azevedo, 2000). Como está demonstrado na figura
a seguir:
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
39
Relação percentual das cepas de cianobactérias tóxicas e não tóxicas
Fonte: Azevedo (2000)
Relação percentual entre os gêneros de cianobactérias tóxicas
Fonte: Azevedo (2000)
No ano 2000, foi executado pela secretaria do Meio Ambiente do Estado de
São Paulo um projeto de catalogação de espécies potencialmente tóxicas de
cianobactérias. No decorrer das pesquisas foram descobertas três espécies de
cianobactérias até então desconhecidas do meio científico, Coelosphaerium
18,40%
81,60%
Cepas NãoTóxicas
Cepas Tóxicas
51,60%
22,60%
6,50%
6,50%
3,20%
9,70% Microcystis
Picoplâncton
Synechocystis
Leptolyngbya
Synechococcus
Cylindrospermopsis
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
40
evidenter-marginatum, Microcystis panniformis e Sphaerocavum brasiliensis. Esta
última foi catalogada em um novo gênero, denominado Sphaerocavum, o que
significa esfera oca; foi escolhido este nome em razão das células destas
cianobactérias apresentarem forma esférica e estarem dispostas na periferia da
colônia a Sphaerocavum brasiliensis apresenta aerótopos (vesículas conjugadas
gasosas) que ajudam em sua flutuação na água. Já a Coelosphaerium evidenter-
marginatum não apresenta este tipo de vesícula, e a organização de suas células
se dá na margem da colônia. Vista ao microscópio, a colônia destas cianobactérias
assemelha-se a um colar de pérolas. As revisões demonstram que a maioria das
pesquisas sobre cianotoxinas estão voltadas para as microcistinas em razão serem
estas as cianotoxinas mais comuns nas florações dos mananciais brasileiros.
Duas das novas cianobactérias descobertas no Brasil
A B
A: Coelosphaerium evidenter-marginatum B: Sphaerocavum brasiliensis Fonte: Ciência hoje on-line (2000)
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
41
Cianobactérias tóxicas mais frequentes em florações no Brasil
A A
A: Anabaena flosaquae; Fonte: cyanosite.bio.purdue.edu/images/images.html B: Anabaena spiroides; Fonte: cyanosite.bio.purdue.edu/images/images.html C: Anabaena planctonica; Fonte: www.fytoplankton.cz D: Anabaena circinalis;Fonte: www.nies.go.jp E: Anabaena solitaria;Fonte:www.dr-ralf-wagner.de F: Microcystis aeruginos. Fonte:cyanosite.bio.purdue.edu/images/images.html
A B
C D
E F
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
42
Fonte:http://www-cyanosite.bio.purdue.edu/images/images.html
A B
C
A: Planktotrix B: Aphanizomenon C: Cilindrospermopsi raciborskii
10 10 10 10 micramicramicramicra
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
43
3. METODOLOGIA UTILIZADA NAS INVESTIGAÇÕES
A identificação e a quantificação de cianobactérias e cianotoxinas nos
mananciais é o principal componente dos programas de vigilância e podem
proporcionar precocemente um efetivo sistema de alerta a respeito do
desenvolvimento de florações potencialmente tóxicas (Chorus e Bartram, 1999).
No Brasil têm sido registradas ocorrências de florações de cianobactérias nas
diversas regiões (Azevedo,1994; Lagos et al.,1999; Magalhães et al., 2001; Porfírio
et al., 1999; Tsukamoto e Takahashi 2007; Yunes, 1996), e a preocupação tem
aumentado significamente após o caso de Caruaru. Para análises quantitativas e
qualitativas das amostras fitoplanctônicas são necessárias rotinas laboratoriais, que
têm início desde a coleta, estocagem, sedimentação e identificação das espécies ao
microscópio. Em câmaras de sedimentação apropriadas é possível contar e
identificar os organismos em questão. O volume celular é estimado por meio de
formas geométricas, correspondentes às dimensões celulares dos organismos. O
carbono orgânico e os pigmentos fotossintetizantes, principalmente a clorofila-a,
fornecem indicação da biomassa fitoplanctônica (Alves, 2005). Alguns métodos
laboratoriais, como bioensaios, HPLC, CG, ELISA, Inibição de Fosfatase e Inibição
de Acetilcolinesterase têm sido de grande auxílio na determinação das cianotoxinas,
o que possibilita às empresas de abastecimento de água tomarem as providências
quanto ao cumprimento da Portaria 518, de 24 de março de 2004 (Alves, 2005), que
determina a realização mensal do monitoramento de cianobactérias na água do
manancial, no ponto de captação, quando o número de cianobactérias não exceder
10.000 células/mL e semanal quando exceder este valor. Sempre que o número de
cianobactérias na água do manancial, no ponto de captação, exceder 20.000
células/mL, diz a portaria, será exigida a análise semanal de cianotoxinas na água
na saída do tratamento e nas entradas das clínicas de hemodiálise e indústrias de
injetáveis, o que pode ser dispensado quando Não houver comprovação de
toxicidade na água bruta por meio da realização semanal de bioensaios em
camundongos de acordo com a metodologia proposta pela OMS (Brasil, 2004). Esta
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
44
Norma exige apenas a análise de microcistinas, estabelecendo o valor de 1 µg/Lpara
a microcistina-LR total (conjunto da intracelular e extracelular) na água para
consumo humano, embora a própria OMS considere inexistente uma base fiável
para estimativa de exposição às cianotoxinas (Chorus e Bartram, 1999).
As microcistinas são as toxinas que têm métodos de detecção e quantificação
mais desenvolvidos. Valores para outro tipo de cianotoxinas não foram estabelecidos
devido à insuficiência de dados (Falconer et al. 1999).
A identificação de cianobactérias é amplamente recomendada e tem sido
utilizada, tomando-se por base suas características morfológicas (Bittencourt-
Oliveira et al., 2001; Sivonem e Jones, 1999). No entanto, apenas a identificação
não é suficiente em razão da grande diversidade fenotípica de algumas espécies
(Calijuri et al., 2006). Portanto, outros métodos para detecção e quantificação de
cianotoxinas devem ser utilizados. Os métodos em uso atualmente compreendem os
biológicos realizados por bioensaios, os métodos bioquímicos e os físico-químicos;
os primeiros são indicados para aferir os efeitos das toxinas e os últimos para
quantificá-las (Lorenzi, 2004). Aqui serão suscintamente descritos os métodos
integrantes da rotina de monitoramento das águas de consumo humano no Brasil.
3.1. Método Biológico
3.1.1. Bioensaios
A utilização de camundongos tem sido o teste padrão para avaliação de
toxicidade de cianobactérias, no que se refere à saúde pública. É econômico, pode
ser facilmente utilizado em laboratórios por não exigir equipamentos sofisticados e
fornece uma resposta dentro de poucas horas (Azevedo e Chassin, 2003).
Entretanto, esta é uma prática que tem implicações éticas, há uma crescente
oposição ao uso e sacrifício de animais nos testes de toxicidade e ocorre que nem
sempre as companhias de abastecimento têm condições de obter e manter os
animais-teste (Calijuri et al, 2006). Segundo Chorus e Bartram (1999), os bioensaios
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
45
são recomendados em algumas situações: quando Não houver disponibilidade de
equipamentos, métodos analíticos ou pessoal capacitado para realização de
análises químicas, quando a toxicidade de uma floração for diferente das que já
ocorrem habitualmente em reservatórios destinados ao abastecimento público ou
quando for necessária a confirmação dos resultados de análises químicas,
especialmente para confirmação de bioatividade da toxina.
3.2. Métodos Físico-Químicos
3.2.1. Cromatografia Líquida de Alta Eficiência
Cromatografia Líquida de Alta Eficiência (CLAE) ou High Performance Liquid
Chromatography (HPLC) em inglês, é um método largamente utilizado no Brasil.
Trata-se de um método físico-químico para separação de componentes de uma
mesma mistura (De Sá, 1994). A CLAE tem sido amplamente utilizada para detectar,
quantificar, purificar e isolar algumas cianotoxinas (Meriluoto et al., 2000; Dahlmann
et al., 2001). Nesta técnica faz-se passar a amostra por uma coluna de sílica – C18
(fase reversa), com um gradiente de acetonitrilo e água, ambos com ácido
trifluoracético (fase móvel). De acordo com a polaridade, as microcistinas vão sendo
retidas durante mais ou menos tempo, ao que denomina-se (tempo de retenção)
neste sistema. À saída da coluna está um detector fotodíodo (PDA) que capta a
absorção pelas substâncias que por aí passam. As microcistinas caracterizam-se por
ter um espectro de absorção máximo a 238 nm (banda UV) devido ao resíduo
ADDA. Embora seja uma metodologia semi-selectiva e com um grau de detecção
bastante bom, na ordem dos nanogramas (James et al., 1998; Dahlmann et al.,
2001), requer instrumentação especializada, cuidados na preparação das amostras
e a comparação com padrões de toxina (existem apenas 3 padrões no mercado:
microcistina-LR, -YR e –RR) (Rivasseau et al., 1999).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
46
3.3. Métodos Bioquímicos
3.3.1. Ensaio do Imunoadsorvente Ligado à Enzima
Ensaio do Imunoadsorvente Ligado à Enzima ou ELISA (Enzyme Linked
Immunosorbent Assay) em inglês, é um método que utiliza anticorpos que foram
desenvolvidos contra a microcistina-LR (Chu et al., 1989). Quando os anticorpos são
fixados às toxinas, as enzimas podem ser usadas para produzir uma reação
promovendo uma alteração de cor; esta é a base do ELISA. Segundo Pearson
(1990) este método tem se mostrado mais sensível que o bioensaio com
camundongos. Apresenta as vantagens de ser altamente sensível e, adicionalmente,
possibilitar a análise de grande quantidade de amostras num único dia, o que reduz
custos por análise. Como desvantagens pode-se dizer que há alguma dificuldade de
obtenção de anticorpos específicos para microcistinas e podem ocorrer
interferências de outros componentes da amostra, possibilitando falsos positivos e
falsos negativos, além do custo dos kits e do leitor de placas (Calijuri et al., 2006).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
47
4. CIANOTOXINAS E SAÚDE PÚBLICA NO BRASIL
Nos últimos 20 anos as cianobactérias passaram a fazer parte da lista dos
chamados "patógenos emergentes" (Jardim e Viana, 2003). Após o episódio de
Caruaru, foi implementado entre os anos de 1999 e 2001 um projeto de mesmo
nome com a finalidade de desenvolver um protótipo de KIT ELISA a ser produzido e
comercializado no país para a detecção de hepatotoxinas de cianobactérias em
mananciais cujas águas fossem destinadas ao abastecimento público e aos centros
de hemodiálise. No âmbito do Projeto Caruaru foi realizado um monitoramento em
nível nacional incluindo analises de amostras de águas bruta e tratada dos
mananciais e quando detectada ocorrência de microcistina havia notificação das
companhias de saneamento quanto a qualidade de sua água (Silver et al., 2001). E
assim, enquanto era desenvolvido este trabalho, na primeira semana de novembro
de 2001, no Rio Janeiro, segunda maior cidade do pais com 6.093.472 habitantes
(IBGE, 2007), houve uma queixa por parte da população a respeito de sabor e odor
na água potável distribuída. Realizaram-se análises do fitoplâncton do reservatório
de Funil e do Rio Guandu, que abastecem a região. Já na primeira amostragem
confirmou-se a predominância de dois gêneros de cianobactérias responsáveis pelo
sabor e odor na água tratada: Anabaena e Microcystis. O número de células de
cianobactérias neste reservatório atingira 2.000.000/mL. Amostras subsequentes do
Rio Guandu revelariam uma total dominância de Microcystis. Os bioensaios
realizados em camundongos utilizando-se amostras das cianobactérias retiradas
deste reservatório em 27 de novembro de 2001 revelaram sinais de intoxicação
típicos de hepatotoxicose. Nesta altura 45 centros de hemodiálise estavam em
funcionamento na cidade do Rio de Janeiro para o tratamento de aproximadamente
4000 pacientes renais crônicos. A secretaria Estadual de Saúde solicitou então que
fossem realizadas análises da água das clínicas de hemodiálise antes e depois do
tratamento por osmose reversa, já que a primeira análise de microcistinas realizada
em 3 de dezembro de 2001 apenas sobre o carvão activado na coluna de água
tratada (o que significa antes do tratamento da água por osmose reversa) teria
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
48
detectado a presença de microcistina. Assim, foram realizadas análises para
microcistinas em amostras duplas de água de todas as 45 clínicas de hemodiálise
da cidade do Rio de Janeiro utilizando-se o KIT ELISA, durante o todo o mês de
dezembro de 2001. Detectaram-se microcistinas na água após o tratamento por
osmose reversa em quatro clínicas. A partir daí foi realizada uma pesquisa de
microcistinas no soro dos pacientes da hemodiálise do HUCFF-UFRJ (Hospital
Universitário Clementino Fraga Filho da Universidade Federal do Rio de Janeiro) um
dos quatro centros onde foi detectada a presença da cianotoxina. Acreditava-se que
um total de 44 pacientes que ali eram submetidos à hemodiálise estariam expostos.
Isto se confirmou, as análises Iniciais por ELISA detectaram a presença de
microcistina em 90% das amostras de soro coletadas dos pacientes. Doze destes
pacientes foram selecionados para continuar o acompanhamento durante o período
dos dois meses subsequentes. As concentrações de microcistina no soro variaram
de 0,16 a 0,96 ng/mL. O estudo revelou que as microcistinas permaneceram
continuamente no soro destes pacientes até 57 dias após a exposição, quando foi
realizada a última amostragem. Os resultados indicaram que estes pacientes foram
expostos a doses subletais de microcistinas durante a diálise renal. Não ficou
totalmente esclarecido o porquê desta contaminação, já que havia na clínica um
sistema de osmose reversa, novo, e que operava de acordo com as recomendações
do fabricante. Entretanto um aspecto chamava atenção, aquele sistema fora
projetado para funcionar em temperatura ambiente de 20ºC, porém a temperatura
ambiente na altura do estudo chegava a 40ºC, era verão no Brasil. Esta poderia ser
uma explicação ao fato de que a membrana projetada para ser uma barreira às
moléculas muito pequenas tivesse permitido a passagem das microcistinas para a
água da diálise. Não foi investigado qualquer outro fator que pudesse ter contribuído
para tal situação e nem aspectos relativos à saúde dos pacientes em questão. Como
foi descrito inicialmente, outras três clínicas de diálise no Rio de Janeiro
apresentaram resultados positivos na água após tratamento por osmose reversa na
mesma altura. Contudo, segundo os autores, não foi possível desenvolver um
estudo com os soros dos seus pacientes. O estudo revelou que métodos de
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
49
tratamento de água (i.e., osmose reversa), que são concebidos para produzir um
determinado nível de qualidade à água, precisam ser testados para avaliar a sua
verdadeira capacidade (Soares et al., 2004).
Foi no Nordeste brasileiro o primeiro episódio documentado de mortes
humanas ocasionadas por cianotoxinas, em Caruaru (Jochimsen et al.,1998) uma
cidade com 217.430 habitantes (IBGE, 2007) situada a 135 Km de Recife, capital do
Estado de Pernambuco. Caruaru está localizada numa região de clima semi-árido,
com temperaturas que variam entre 20 e 38º C ao longo do ano, a água é escassa e
o fornecimento irregular (Coelho, 1998b). Em meados de fevereiro de 1996, uma
epidemia de origem desconhecida, até então, surgiu numa clínica de hemodiálise
conveniada com o Sistema Único de Saúde (SUS), o Instituto de Doenças Renais
(IDR), que funcionava havia 10 anos e na altura mantinha cerca de 130 pacientes
renais crônicos sob tratamento dialítico (Coelho, 1998a). Um paciente morreu
repentinamente em 20 de fevereiro na clínica (Carmichael et al., 2001). No dia 6 de
março de 1996, a Secretaria Estadual de Saúde foi informada do aparecimento de
sintomas como cefaléia, tontura, distúrbios visuais e astenia em cerca de trinta
pacientes daquele serviço. No dia 7 de Março, iniciou-se a investigação
epidemiológica. Verificou-se então que antes mesmo do dia 6 de março já teriam
ocorrido dez óbitos não notificados. Além dos sintomas informados os pacientes
apresentavam confusão mental, convulsão, náuseas e vômitos. Com o passar do
tempo, começaram a exibir um quadro clínico compatível com hepatite tóxica:
icterícia, ascite, hepatomegalia dolorosa e alterações significativas nas
transaminases, bilirrubinas, tempo de protrombina e triglicerídeos (Filho et al., 1999).
A água fornecida para a clínica era retirada do tanque de decantação da estação de
tratamento, antes de receber qualquer tratamento, levada ao caminhão que
abasteceria a clínica onde era clorada pelos próprios motoristas e não havia na
clínica sistema de tratamento por osmose reversa (Carmichael et al., 2001). Estes
fatos levaram a equipe médica a formular a primeira hipótese de diagnóstico:
intoxicação por cloraminas, visto que a água deveria conter uma quantidade elevada
de material orgânico por ocasião da cloração (Coelho, 1998b). Além da intoxicação
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
50
pelo cloro, outras hipóteses foram levantadas: intoxicação por metais pesados ou
agrotóxicos, infecção por bactérias e vírus (Filho et al.,1999). Ao final do mês de
março foi levantada a hipótese de que a sintomatologia dos pacientes era
conseqüência de sua exposição, durante o procedimento de hemodiálise, às toxinas
de cianobactérias contidas na água até porque já havia o conhecimento de que
avaliações do fitoplâncton do reservatório que abastecia a cidade realizadas em
anos anteriores detectaram que cianobactérias eram dominantes durante os meses
de verão, desde 1990. Novas análises do fitoplâncton do reservatório foram
realizadas e detectaram-se dois grupos de cianobactérias: Microcystis e
Cilindrospemopsis. As análises para cianotoxinas detectaram presença de
microcistinas em concentração de 19,5µg/L. A Organização Mundial de Saúde
estabelece 1 µg/L como limite desta substância para água potável. A pesquisa de
microcistina no sangue e no tecido hepático dos pacientes fora positiva para
microcistinas -YR, -LR, e-AR, em concentrações médias de 2,2 ng / mL (Azevedo et
al., 2002). No período de fevereiro de 1996 a dezembro de 1997 já se
contabilizavam 52 óbitos. Até outubro de 1997, quando foram concluídos os estudos,
um total de 76 óbitos foram registrados: a causa mortis foi hepatite pós-exposição a
toxinas de cianobactérias (Carmichael et al., 2001). Os grupos de maior risco de
morte foram os homens na faixa etária acima de sessenta anos de idade (Filho et
al., 1998). A partir dos relatórios deste caso um padrão de doença foi descrito e é
atualmente referido como Síndrome de Caruaru cujos sintomas são os que aqueles
pacientes apresentaram.
Outro episódio também no Nordeste brasileiro envolvendo mortes humanas,
possivelmente por cianobactérias, ocorreu no ano de 1988 na região de Paulo
Afonso (212500 habitantes - IBGE, 2007) Estado da Bahia, por ocasião do
enchimento do recém construído reservatório de Itaparica. Num período de 42 dias
foram registrados cerca de 2000 casos de gastroenterite com 88 óbitos. No decorrer
da epidemia foi realizado o levantamento do número de atendimentos diários dos
casos, de internamentos e óbitos, estes dois últimos dados foram comparados com
os de igual período em anos anteriores. Foram realizados exames bacteriológicos,
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
51
virológicos e toxicológicos do sangue e fezes dos pacientes e análises
hidrobiológicas, bacteriológicas e ainda pesquisa de metais pesados na água de
consumo. Os resultados revelaram que a fonte de infecção teria sido a água captada
na área de influência da barragem onde, de acordo com o resultado das análises,
havia naquela altura uma floração de dois gêneros de cianobactérias tóxicas:
Anabaena e Microcystis apresentando densidades significativamente maiores do
que o habitual em razão da degradação da biomassa na área de influência da
barragem, o que poderia explicar a ocorrência da epidemia (Teixeira et al., 1993).
Tem crescido significativamente no Brasil o interesse científico pelas
ocorrências de florações tóxicas de cianobactérias. São inúmeros trabalhos
científicos a abordarem os mais distintos aspectos, como dinâmica de populações,
técnicas de remoção de cianotoxinas em águas de abastecimento, efeitos de
acumulação em organismos águáticos, efeitos reguladores de dominância, avaliação
de risco. As leituras dão conta disto: Costa (2003); Azevedo et al. (1994); Bobeda e
Azevedo (1993); Brasil (2004); Bressan (2001); Domingos (2001); Kamogae (2000);
Jardim et al. (1999); Jardim e Azevedo (2005); Molica (1996); Nobre (1997); Oliveira
(1997); Porfírio (1999); Silva (2005); Sirtori (2006); Zagatto (1992,1994,1995);
Yunes (2003). Há também estudos sobre ocorrência de microcistinas em mananciais
utilizados para o abastecimento público e centros de hemodiálise (Cieslinski 2003;
Soares et al.,2004). Entretanto, apesar de os diversos estudos demonstrarem a
relevância deste assunto à saúde pública, é ainda reduzido o número de casos
documentados de sintomas relacionados com cianotoxinas. Estes, aqui descritos,
têm sido os únicos estudos de casos de intoxicações humanas por cianobactérias
disponíveis na literatura brasileira. Não se encontram no país outros estudos sobre
os efeitos das exposições humanas nos sítios de busca da CAPES-Coordenação de
Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior www.capes.gov.br, ou nos diversos
periódicos e teses ali disponibilizados, onde estão reunidos os trabalhos científicos
de relevância no país. Também não há investigação epidemiológica (Azevedo, 2008.
com. pess.) mesmo com todos os eventos de florações e bioacumulação nos mais
distintos organismos, citados como riscos potenciais à saúde pública por Bressan
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
52
(2001); Costa (2005); Silva (2005); Tsukamoto e Takahashi (2007); Vieira (2002);
Zagatto (1992); Yunes (2000), talvez pelo fato de os sintomas de intoxicações
crônicas ou subletais por cianobactérias serem confundidos com os de outras
doenças provocadas por outros agentes patogênicos, como acontece com efeitos
provocados por microcistinas ao nível da insuficiência hepática, e que são
confundidos com cirroses ou hepatites (Kuiper-Goodman et al., 1999). Além disto, os
valores limite para cianotoxinas em água e alimentos que foram estabelecidos pela
legislação brasileira, após o episódio de Caruaru, têm em consideração apenas os
efeitos agudos da microcistina e não contemplam os efeitos crônicos ou
carcinogênicos. A sua determinação baseou-se, essencialmente, nos efeitos de
toxicidade aguda em animais (Kuiper-Goodman et al.,1999).
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
53
5. MÉTODOS DE REMOÇÃO DE CIANOTOXINAS EM USO NO BRASIL
Segundo Brandão (2005), a remoção de cianobactérias e cianotoxinas em
água para consumo humano é tema de pesquisa novo no Brasil e no exterior. Os
primeiros trabalhos que avaliam a remoção destes organismos e suas toxinas em
água para abastecimento datam da década de 80.
Dois processos têm sido considerados efetivos na remoção de cianotoxinas: a
adsorção em carvão ativado (Zagatto, 1995) e a pós-oxidação, ou seja, a oxidação
realizada após a remoção das células viáveis de cianobactérias já que a seqüência
convencional de tratamento, que consiste na coagulação, floculação, sedimentação
e filtração rápida, não é eficaz na remoção de cianotoxinas (Yunes, 2002). Segundo
Zagatto (1995) o tratamento da água por carvão ativado permite a retirada da toxina
presente na água, aumentando a segurança quanto à toxicidade para as águas de
abastecimento público. Um estudo de bancada demonstrou que na fase de
floculação são necessários 15 mg de carvão para reter neuro e hepatotoxinas
equivalentes à produção de 5 mg de algas (peso seco). A relação de retirada
carvão/alga é de 3:1. As concentrações de carvão necessárias para retenção destas
toxinas na água utilizada para hemodiálise não são conhecidas. Outros estudos
brasileiros têm demonstrado a eficiência do carvão ativado na remoção de
microcistinas e saxitoxinas (Brandão, 2005; Ferreira, 2004; Kuroda, 2006; Silva,
2005). De acordo com o relatório da Fundação Nacional de Saúde (FUNASA, 2003),
a pós-ozonização pode apresentar eficiência de remoção de toxinas muito elevadas,
chegando à completa destruição destes compostos. A dosagem necessária
dependerá da concentração, do tipo de cianotoxina e da presença de outros
compostos orgânicos. Para remoção de células de cianobactérias, um experimento
realizado por Jardim e Viana, (2003) demonstrou a flotação como sendo uma das
formas mais eficientes de remoção de células intactas de cianobactérias. No caso
estudado foi a Cilindrospermopsis raciborskii, potencialmente produtora de
saxitoxina. Os processos de tratamento mais comumente utilizados no Brasil, na sua
vasta maioria baseados em seqüência de tratamento envolvendo a coagulação
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
54
química, com particular predominância do tratamento convencional, não são
eficientes na remoção de cianotoxinas, e para serem eficientes na remoção de
células viáveis de cianobatérias necessitam de bom controle operacional. Os
processos mais efetivos para remoção de cianotoxinas não são comuns na maioria
dos municípios brasileiros e são também bastante exigentes com relação ao controle
operacional.
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
55
Resumo de processos de tratamento de água e remoção de cianobactérias
e/ou cianotoxinas, segundo Chorus e Bartram (1999).
Tabela 4
Técnicas de tratamento
Observações de remoção
Células Dissolvidas na água
Ou filamentos
Observações
Coagulação / filtração
> 80% < 10% Remove mais células e
conseqüentemente suas toxinas
Precipitação / sedimentação
> 90% < 10% Remove mais células e
conseqüentemente suas toxinas
Filtração rápida > 60% >10% Remove as células
Absorção - por carvão
ativado em pó _
> 85%
Dosagem acima de 20mg/L-1 demonstrou ser efetiva para remoção de
toxinas e odor
Absorção - Por carvão
ativado gralular > 60% > 80%
Absorção efetiva na remoção de toxinas. Pode ser saturado com a
matéria orgânica natural Oxidação –
Ozônio _ > 98% Extremamente rápido e eficiente
Oxidação – Permanganato
de potássio
_ > 95% Eficiente na remoção de toxinas
dissolvidas na água, mas na ausência de células
Oxidação – Peróxido de hidrogênio
_ _ Não efetivo
Tratamento biológico
Possível Possível Alguns sinais de remoção, mas ainda
não há pesquisas concluídas Filtração por membranas
> 99% Incerto Não há muitos estudos
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
56
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Os estudos sobre as florações de cianobactérias potencialmente tóxicas em
reservatórios brasileiros demonstram que populações de diversas localidades estão
expostas a níveis subletais de cianotoxinas, entretanto é ainda falho e pouco
abrangente o controle dos fatores que regulam a dominância destes organismos,
apesar de haver no país legislação específica sobre o tema. E mais, não são
encontradas referências de estudos epidemiológicos ou de padrões de doenças
resultantes do efeito destas toxinas sobre as populações expostas.
O conhecimento sobre etapas importantes para remoção de microcistina, uma
das toxinas mais comuns em reservatórios e por isso a mais estudada, durante o
tratamento da água e sobre seus possíveis efeitos em doses não letais aos
pacientes renais crônicos, é também vago apesar da Sociedade Brasileira de
Nefrologia (SBN) considerar que qualquer concentração mensurável de cianotoxina
em águas de unidades de hemodiálise representa um risco potencial aos pacientes
durante o procedimento e recomendar que a concentração de cianotoxinas em água
destinada a este fim seja igual a zero. Uma vez que ocorrem intoxicações por
cianotoxinas não há antídotos para neutralizar seus efeitos e nem existem
tratamentos para estas intoxicações.
Há situações em que as cianobactérias tóxicas desaparecem do reservatório
antes mesmo que as autoridades de saúde pública confirmem uma floração com o
possível risco, pois sendo geralmente desconhecedoras dos danos, arrogam que os
processos de tratamento da água rotineiros são capazes de delir qualquer problema.
No entanto, as pesquisas têm demonstrado que as cianotoxinas em solução não são
removidas por meio dos processos convencionais de tratamento, sendo inclusive
resistentes à fervura.
É necessário o entendimento de que um padrão de potabilidade
verdadeiramente seguro à saúde pública não poderá ser concretizado apenas numa
E.T.A. e sim partir de um programa eficiente de saneamento básico fundamentado
num controle que seja rigoroso com o destino dos efluentes domésticos, agrícolas e
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
57
industriais, o que supostamente dificultaria a entrada de nutrientes que predispõem
os mananciais aos processos de eutroficação artificial e consequentemente a um de
seus efeitos mais danosos à saúde pública: as florações de cianobactérias tóxicas.
Cianobactérias e saúde pública no Brasil 2008
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7. REFERÊNCIAS
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