Revista Intertox - Revinter - Volume 2 Número 3 Outubro de 2009 - São Paulo by Intertox - Toxicologia, Segurança Química e Risco Ambiental

RevInter REVISTA INTERTOX DE TOXICOLOGIA, RISCO AMBIENTAL E SOCIEDADE

ISSN 1984-3577 - Vol.2, N.3, JUL/OUT 2009

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ISSN 1984-3577

Revista Eletrônica Quadrimestral meses: (2) fevereiro; (6) junho; (10) outubro A RevInter é uma publicação da Intertox Ltda, Rua Monte Alegre, 428 – CJ 73, São Paulo, SP – 05014-000. Disponível em http://www.intertox.com.br. As opiniões e informações veiculadas nos artigos são de inteira e exclusiva responsabilidade dos respectivos autores, não representando posturas oficiais da empresa Intertox Ltda.

Seções: Artigos técnicos; Revisões; Comunicações; Ensaios; Informes; Opinião

Idiomas de publicação: Português; Inglês; Espanhol

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EDITOR CIENTÍFICO (2009-2011)

Irene Videira Lima Doutora em Toxicologia (USP), Perita Criminal Toxicologista do IML/SP por 22 anos.

COMITÊ CIENTÍFICO (2009-2011)

Irene Videira Lima Doutora em Toxicologia (USP), Perita Criminal Toxicologista do IML/SP por 22 anos. Marcus E M da Matta Doutorando em Ciência pela Faculdade de Medicina USP. Especialista em Gestão Ambiental USP. Turismólogo e graduando em Engenharia Ambiental. Moysés Chasin Farmacêutico-bioquímico pela UNESP/SP especializado em Laboratório de Análises Clínicas e Toxicológicas e de Saúde Pública. Ex-Perito Criminal Toxicologista de classe especial e Diretor no Serviço Técnico de Toxicologia Forense do Instituto Médico Legal da SSP/São Paulo. Diretor executivo da InterTox desde 1999. Ricardo Baroud Famacêutico-Bioquímico Toxicólogo, Editor Científico da PLURAIS Revista Multidisciplinar da UNEB e da TECBAHIA Revista Baiana de Tecnologia.

CONSELHO EDITORIAL CIENTÍFICO (2009-2011) Alice A da Matta Chasin Doutora em Toxicologia (USP), ex-Presidente da Sociedade Brasileira de Toxicologia.

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Eduardo Athayde Coordenador no Brasil do WWI – World Watch Institute. Eustáquio Linhares Borges Mestre em Toxicologia (USP), ex-Presidente da Sociedade Brasileira de Toxicologia, exProfessor Adjunto de Toxicologia da UFBA. Fausto Antonio de Azevedo Mestre em Toxicologia USP, ex-Diretor Geral do Centro de Recursos Ambientais do CRA-BA, ex-Presidente do CEPED-BA, ex-Subsecretário do Planejamento, Ciência e Tecnologia do Estado da Bahia. João S. Furtado Doutor em Ciências (USP), Pós-doutorado (Universidade da Carolina do Norte, Chapel Hill, NC, EUA). Sylvio de Queiroz Mattoso Doutor em Engenharia (USP), ex-Presidente do CEPED-BA.

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Editorial Artigo original

RISK ASSESSMENT OF ANATOXIN-A Vania Rodríguez; Ernani Pinto

2-20

REAPROVEITAMENTO DE SOLUÇÕES ÁCIDAS EM LABORATÓRIO

21-26

PROTEÇÃO À SAÚDE DO TRABALHADOR: UM ESTUDO

27-41

MULTIDISCIPLINAR DA FACULDADE DE MEDICINA DO ABC Ana Paula Garcia Bezerra; Raphael Garcia Biondo

COMPARATIVO ENTRE REGULAMENTAÇÕES DA ESPANHA, EUA E BRASIL. Tiago Severo Peixe; Elizabeth de Souza Nascimento; Fabriciano Pinheiro Artigo de revisão EXPOSIÇÃO OCUPACIONAL A CIANETOS – UMA REVISÃO Cyro Hauaji Zacarias Informe QUIMIOTERAPIA DO CÂNCER: IMUNOSSUPRESSÃO X

42-50

51-54

IMUNOESTIMULAÇÃO Giovanna Ribeiro-Santos CLASSIFICAÇÃO DE PERIGO DE SUBSTÂNCIAS E PRODUTOS PARA O

55-63

AMBIENTE AQUÁTICO: SISTEMA GHS Marcus E. M. da Matta; Fabriciano Pinheiro Opinião

TOXICOLOGIA – A CIÊNCIA DOS LIMITES E O LIMITE DA CIÊNCIA Fausto A. de Azevedo

64-72

TRANSPOSIÇÃO DO RIO SÃO FRANCISCO: UMA AVALIAÇÃO Sylvio de Queirós Mattoso

73-83

Normas para publicação

84-91

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Editorial E o que poderia ser categorizado como um tímido sonho transforma-se numa realidade jovem e promissora: a RevInter – Revista Intertox de Toxicologia, Risco Ambiental e Sociedade, completa o primeiro ano de vida ao tempo em que lança sua quarta publicação, o volume 2 número 3. Sonho nascido de um grupo de toxicólogos de ofício, de diferentes formações, o que bem espelha o caráter multidisciplinar do exercício profissional em toxicologia, que, abrigados no escudo protetor e animador da InterTox, ousaram fazer diferente. E aí está, aquela jovem realidade é altamente perturbadora: até aqui são 3.862 acessos ao vol. 2 n. 2, 12.609 acessos ao vol. 2. n. 1, e 18.021 acessos ao vol. 1 n. 1 (atualização em 27/09/09, 12h), com artigos campeoníssimos como: A importância da Toxicologia sob a óptica do REACH (3134 acessos), Reflexões sobre a duração das jazidas de petróleo em função do consumo e do que pode ser feito para reduzir o consumo de petróleo (2078 acessos), Índices de periculosidade: orientação para identificação de perigo de substâncias químicas (1850 acessos)... Ao todo, foram 25 artigos, totalizando perto de 350 páginas de texto corrente sobre os temas que a revista abarca e cerca de 320 referências bibliográficas. Podemos, sem falsa modéstia, dizer: é nossa contribuição, é nossa marca, temos alguma presença. O número agora em lançamento – v. 2, n. 3 – traz mais oito interessantes artigos, aprofundando o elenco de nossas preocupações e o tratamento científico que a elas dedicamos. Cobrindo um espectro que vai, na toxicologia: da toxicidade da anatoxina (uma neurotoxina de cianobactérias) à do cianeto, no risco ambiental: da transposição de bacias ao não descarte ambiental de ácidos de laboratório analítico, e na sociedade: da questão ética dos limites ao cotejamento entre regulações de diferentes países, esse número prossegue a saga de informar, estimular, polemizar e chamar ao debate e ao conhecimento. Muito obrigado e boa leitura.

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RISK ASSESSMENT OF ANATOXIN-A Vania Rodríguez1 Ernani Pinto2

ABSTRACT Current natural conditions as well as human activities have been promoting changes and increasing stress in the freshwater and marine environment. One of the consequences is the worldwide occurrence of cyanobacterial (blue-green algae) blooms, which is considered a serious environmental and economic problem (ARAOZ, et al 2005). Risk assessment of cyanotoxins is made more difficult by the lack of scientifically-sound toxicological and epidemiological studies. The available animal data is limited, principally chronic or long term effects. The lack of data is reflected in the fact that a WHO guideline has been agreed only for one group of cyanotoxins (microcystins) (CHORUS and BARTRAM, 2003). Until now, there has been paid little attention to the assessment of risk to drinking water consumers of anatoxin-a, mainly because the suspicion of the rapid excretion of this toxin from the body, no evidence of residual effects and low free-water concentrations in lakes (FALCONER and HUMEPAGE, 2005). Therefore, the aim of this work is to accomplish the risk assessment of anatoxin-a, by approaching three main steps of this process: hazard identification and characterization, exposure assessment, and risk characterization, since the presence of Anabaena sp. blooms capable to produce anatoxin-a are common in São Paulo reservoirs, mainly in spring and summer seasons. Additionally, previous data has shown that this toxin can be found in other Brazilian freshwater reservoirs. Keywords: cyanotoxins, anatoxin-a, risk assessment

Mestre em Toxicologia. Licenciada em Bioquímica. Doutoranda na Faculdade de Ciências Farmacêuticas – Universidade de São Paulo. São Paulo. 2 Doutor em Bioquímica. Farmacêutico. Professor na Faculdade de Ciências Farmacêuticas – Universidade de São Paulo. São Paulo. e-mail autor correspondente: ernani@usp.br 1

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1. INTRODUCTION Cyanobacteria presence in the worldwide biota is normal. As very ancient life-form they occupy many ecological niches; however, their abundance is limited by nutrient and light availability (FALCONER, 2005). There is a strong relationship between phosphorus concentration in water and cyanobacterial numbers and a similar linked relationship between dissolved nitrate/ammonia and cyanobacteria too (MUR, 1983). The increase in the aquatic nutrients (called eutrophication) leads to the uncontrolled growth of cyanobacteria phenomenon named as bloom. The concern with cyanobacteria is because of the toxic properties of some strains which may produce toxic secondary metabolites called cyanotoxins. They have been extensively investigated in fresh, brackish, and marine waters, including Europe, Americas, Australia, Africa, and Asia (CARMICHAEL et al. 1977, CODD et al. 2005, BITTENCOURT-OLIVEIRA et al. 2005). Cyanotoxins have been related to many poisoning incidents of livestock, wildlife, domestic animals, and even humans (JOCHIMSEN et al. 1998, BALLOT et al. 2005, GUGGER et al. 2005, MOLICA et al. 2005). These toxins cause predominantly hepatotoxic and neurotoxic effects. Among the neurotoxins are the group of anatoxins, represented by anatoxin-a, homoanatoxin-a, and anatoxin-a(S) (QUILLIAM et al. 2000). Anatoxin-a is produced by several cyanobacterial strains

Anabaena,

Aphanizomenon,

Cylindrospermopsis,

Oscillatoria,

Microcystis,

Raphidiopsis mediterranea, Planktothrix, Arthrospira, Nostoc and Phromidium (OSSWALD et al. 2007). Anatoxin-a occurrence is the most common among the anatoxins around the world.

2. PHYSICAL AND CHEMICAL DATA Common name: Anatoxin-a Chemical name:

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2-acetyl-9-azabicycle[4.2.1]non-2-ene CAS Registry number 285-06-9 Structural formula: H N

Molecular formula C10H15NO Relative molecular mass: 165.232 pKa: 9,4, at physiological pH it exists in the protonated form. Physico-chemical proprierties (source: Chemdraw® 8.0) Boiling point: 561º K (288º C) Melting point: 395º K (122º C) Octanol/water partition coefficient: LogPow: 0,21 Stability: Anatoxin-a is instable under natural conditions of sunlight and alkaline medium. First order decay kinetics of anatoxin-a in sunlight is both pH and light intensity dependent . In the solutions examined by Stevens and Krieger, which represented expected biological conditions, the half-life of anatoxin-a was on the order of 1-2 hr. However, in the absence of sunlight and even in the presence of metal ions the half-live is on the order of several days. Depending on environmental conditions, it may be partially or totally

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degraded to non-toxic products called dihydroanatoxin-a and epoxyanatoxin-a (STEVENS & KRIEGER, 1991). As it is showed in the table 1, Stevens & Krieger proved that anatoxin-a photodegradation is dependent of oxygen, but not by photo-oxidation.

Table 1 - Anatoxin-a half-life (minutes or days) under different pH, light and atmosphere conditions (from STEVENS & KRIEGER, 1991) Sunlight Sunlight photolysis at Nitrogen photolysis at higher atmosphere lower intensity intensity Aqueous anatoxin-a

∞ at pH 2; 151 330 min at 10 days min at pH 6; 96 pH 9; 270 min pH 9 min at pH 9 at pH 12

Anatoxin-a in algae 96 min at pH 9 lysate

-----

Oxygen atmosphere

Oxygen atmosphere and 10µm Cu2+ in solution

at 5 days at pH 3.8 days at pH 9 9

-----

Source: Osswald et al. 2007

3. KINETIC AND METABOLISM DATA Because of the difficulties to obtain enough quantities of standards, there is a lack of toxicokinetic information of several cyanotoxins, principally the neurotoxins as anatoxin-a. Currently, there are known routes of exposure of anatoxin-a for animals such as oral, dermal and respiratory tract, while for the man intravenous exposure during hemodialysis may be added (OSSWALD et al. 2007). The most of the published studies about anatoxin-a’s toxicology have been done using the intraperitoneal route in rodents, maybe because the lower dose necessary to produce the characteristic effects. Researchers supervised by Carmichael and Stolerman observed that anatoxin-a is rapidly absorbed after oral administration, afterwards, it may reach the brain, which possibly contributes to its rapid lethal effects (CARMICHAEL et al. 1977; STOLERMAN et al. 1992). One aspect that must be considered is the differences of sensitivity to the toxin among different animals, particularly avian species.

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Carmichael and Biggs (1978) observed a higher resistance to anatoxin-a of the ringnecked pheasant than the Mallard duck. These differences in the same taxonomic group should be carefully considered especially in environmental risk evaluation of anatoxin-a.

Table 2 - Shows sub lethal and pre-death clinical symptoms and onset time of different animal species intoxicated with anatoxin-a. Test animal

Time postEffects and symptoms treatment (min)

Mouse

Calf Rat Mouse Goldfish Mallard duck

4 14 4 2 15

Mouse

5-6

Mouse Source: Osswald et al. 2007.

Gasp, tremors, mild convulsions, paralysis, no detectable changes upon autopsy Staggers, convulsions, muscle fasciculation (shoulder and limbs), loss of muscle coordination, breathing abdominal (animal down), ptosis, collapse from respiratory arrest, no detectable changes upon autopsy. Latency followed by twitching, gasping and convulsion. Latency followed by muscle rigidity, opened mouth contracted. Opisthotonus (appereance of fowl botulism â&#x20AC;&#x153;limberneckâ&#x20AC;?), muscle rigidity. Decrease locomotor activity.

Reference GORHAM 1964

al.,

CARMICHAEL et al., 1975, 1977

STOLERMAN et al., 1992 Increased respiration, salivation, LILLEHEIL et al., 1997 micturition, hyperactivity, Straub tail. Decreased motor activity, altered ROGERS et al., 2005 gait, difficult breathing, and convulsions. Decrease in pup weight on port- MACPHAIL et al., natal day 1. 2005

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4. TOXICITY DATA AND TOXICITY EVALUATION General toxicity Anatoxin-a´s target is the cholinergic synapse, specially the places where nicotinic receptors are in abundance. It acts as a potent postsynaptic depolarizing neuromuscular blocking agent. Anatoxin-a binds to the nicotinic acetylcholine receptor at the neuromuscular junction, causes persistent stimulation and consequently a block on further electrical transmission. At enough high doses it may lead to paralysis, asphyxiation and death (CARMICHAEL et al. 1975). Death is often preceded by leaping movements in smaller laboratory animals, while in field cases collapse and sudden death is observed in larger animals (CARMICHAEL, 2001). According to Alkondon and Alburquerque (1995) anatoxin-a is more potent than nicotine or acetylcholine in evoking type 1A or type 2 current responses in rats neurons. Besides, it may evoke the secretion of endogenous catecholamines in bovines (MOLLOY et al. 1995). Toxicity studies in animals 4.1.

Acute toxicity

4.1.1. Acute toxicity- Oral studies The oral anatoxin-a’s LD50 values in many species range from 1 to 10 mg/kg bw with a latent period after administration followed by symptoms of intoxication such as twitching, gasping, convulsions and death. In mice it was observed a LD50 greater than 5000 µg/kg bw (ASTRACHAN et al. 1980). As well, Fawell and collaborators (1999) observed mice recovered rapidly and completely at a single sub lethal i.v. dose. 4.1.2. Acute toxicity- Intraperitoneal studies The intraperitoneal LDL0 (lowest dose causing death) in mice for anatoxin-a is 250 µg/kg bw and the LD50 350 µg/kg bw (CHORUS and BARTRAM, 2003). There are also have been reported values of LD50 in mice of less than 100 µg/kg bw and from 200 to 250 µg/kg bw (WOLF & FRANK, 2002). The World Health Organization adopted the value of 350 µg/kg bw as LD50 for this compound.

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4.1.3. Acute toxicity- Intravenous studies By this route, anatoxin-a LD50 in mice is < 100 µg/kg bw (CHORUS & BARTRAM, 2003). 4.1.4. Acute toxicity- Intranasal studies The intranasal LD50 in mice for anatoxin-a is 2000 µg/kg bw (CHORUS & BARTRAM, 2003). 4.2.

Subacute toxicity (repeated dosing)

4.2.1. Subacute toxicity -oral studies Astrachan et al (1980) administered anatoxin-a in rats orally in the drinking water for 54 days at 0.51 or 5.1 ppm (equivalent to 51 and 510 µg/kg bw per day, respectively). No toxicity as deaths due to treatment, significant changes in body weight gain, hematology or clinical chemistry was observed. Fawell et al. 1999 treated orally by gavage groups of two male and two female mice with 1.5, 3, 7.5 or 15 mg of anatoxin-a hydrochloride/kg bw for 5 days. After the treatment, they observed all mice at 15 mg/kg bw and one mouse at 7.5 mg/kg bw died within 5 min over the first 4 days of the experiment. No signs of clinical toxicity or changes in the body weight related to the treatment were observed. No treatment related changes were seen at the necropsy. Anatoxin-a hydrochloride was administered in groups of 10 male and female mice by gavage at dose levels of 0, 120, 600 or 3000 µg/kg bw for four weeks. During the experiment, one male receiving 600 µg/kg bw per day and one female receiving 3000 µg/kg bw per day died. There were no signs of clinical toxicity or histopathological abnormalities in those animals, and no cause of death could be identified. The authors concluded that those deaths may not be excluded as treatment-related, although this was considered to be unlikely. There were no other treatment-related findings.

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4.2.2. Sub acute toxicity (repeated dosing)-intraperitoneal studies During 21 days, female rats were treated daily by i.p. injection 0 or 16 µg of anatoxina/rat (approximately 0 or 80 µg/kg bw). There were no deaths neither effects on body weight gain, hematology or clinical chemistry (ASTRACHAN et al. 1980). 4.2.3. Sub acute toxicity (repeated dosing) – subcutaneous studies Recently, Jarema et al. (2008) treated subcutaneously groups of male Long Evans rats with anatoxin-a fumarate (0.05, 0.075, 0.1, 0.15 and 0.2 mg/kg) and nicotine (0.125, 0.3, 0.6, 1.2 and 1.8 mg/kg) during four weeks. The animals were trained to respond under a multiple variable-ratio 30-response variable-interval 60-s (mult VR-30 VI-60) schedule of food reinforcement. When initially administered, each compound decrease response and reinforcement rates in both components of the multiple schedules. Tolerance to anatoxina’s effects was developed, although to a lesser degree than nicotine. The results suggest that the behavioral effects of anatoxin-a and nicotine are similar, but not identical, and the episodic administration of anatoxin-a may cause tolerance. 4.3.

Reproductive effects

Hamsters received intraperitoneally one or three times per day anatoxin-a doses of 200 or 125 µg/kg bw, respectively at days 12 to 14 of pregnancy (after organogenesis), at day 15 dams were sacrificed. Fetal malformation (hydrocephaly) in all fetuses in one of 10 litters and stunted growth in almost all litters were caused by the treatment given three times per day. Once per day treatment produced stunted growth. No maternal toxicity was observed. (ASTRACHAN et al. 1980) Fawell and James (1994) did another study where groups of 10 and 12 time-mated female mice received anatoxin-a hydrochloride by gavage at 0 or 3000 µg/kg bw (equivalent to 2460 µg/kg bw of anatoxin-a) respectively on the 6th to 15th day of pregnancy. No effects related to the treatment were observed in the dams of offsprings, even so there was a slight decrease in fetal weight compared with controls.

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4.4.

Genotoxicity and mutagenicity

Currently, no data on genotoxic neither mutagenic potential of anatoxin-a are available. 4.5.

In vitro studies

Lakshmana et al. (2002) treated cultured rat thymocytes and African green monkey kidney cells (Vero) with anatoxin-containing cell-free extracts from Anabaena flos-aquae and purified anatoxin-a. They observed the toxin-induced citotoxicity was characterized by loss of viability, lactate dehydrogenase leakage, loss of mitochondrial function and DNA fragmentation. Besides, thymocytes showed dose- and time-dependent toxin-induced generation of reactive oxygen species. So, those facts suggested anatoxin-a induce apoptosis which is possibly mediated by generation of reactive oxygen species and caspase activation. A more recent research was conducted by Teneva et al. (2005), they investigated the influence of microcystin-LR (an hepatotoxic cyanotoxin) and anatoxin-a on mouse B- and Tlymphocyte subpopulations in vitro. Both cyanotoxins significantly decreased the cells viability after 4 and 24 h when compared to the untreated control. Anatoxin-treated splenocytes viability dropped to 57%. Afterwards, anatoxin-a showed cytotoxic effects on both lymphocyte subpopulations (T and B), apparently this action appears to be nonselective and non-specific. 4.6.

Effects on humans

No data about effects of anatoxin-a in humans are available. 5. EXPOSURE Annual or even permanent blooms of toxic cyanobacteria are becoming increasingly common in drinking water reservoirs. For example the three main reservoirs supplying Brisbane in Australia all present abundant population of toxic Cylindroespermopsis raciborskii, other examples are the main drinking water supply reservoirs in Lodz-Poland and

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S達o Paulo-Brazil which contain heavy blooms of the toxic Mycrocystis aeruginosa strain (FALCONER and HUMEPAGE, 2005). Occurrence of anatoxin-a has already been reported in all the five continents, principally in developed countries as Finland, Norway, Germany, Italy, Spain, France, Irland, United Kingdom, North Korea, Japan, EEUU and Canada. Until now, there has been no clear evidence of human poisoning with anatoxin-a, just one suspicious case in 2003 when a coroner from Wisconsin reported that one teenager male, who was diving and playing in a pond containing neurotoxic Anabaena strain, died as a consequence of ingestion of that cyanobacteria (BEHM, 2003). To confirm anatoxin-a intoxication as the cause of death, it was analyzed the stomach content of the victim by LC-MS technology to identify anatoxin-a as confirmatory result. However, even it was initially reported as anatoxin-a-produced death, after it was discovered that there was a misidentification with phenylalanine amino acid also present in the stomach content. That is why there is no official published report of the presence of anatoxin-a in humans. By contrast, anatoxin-a was confirmed in stomach content of two dogs (a Yorkshire terrier weighting 2,5 kg and a Dogue of Bordeaux weighting 25 kg) in France (GUGGER et al., 2005). Both dogs showed similar clinical symptoms (vomiting, paralysis of the muscles of hind legs and respiratory failure) after drinking water from the La Loue River. Even so anatoxin-a stability in sunlight and acidic conditions is no far than 2-3 hours, the cited report demonstrated it was enough to produced the dogs death after eating decaying lumps of cyanobacteria on the lakeside (the smaller dog day immediately and the bigger one after 5 hours). From this cases, it may be concluded that anatoxin-a risk of exposure is principally from consumption of contaminated drinking and contact with the aerosol during recreational aquatic activities. Because is too difficult to evaluate the population exposure to anatoxin-a worldwide, in this case we considered a specific population supplied by freshwater from one reservoir which has presented cyanobacteria, as for example, Billings reservoir in S達o Paulo-Brazil (Figure 2). We outlined a scenario during a bloom occurrence of toxic cyanobacteria. The table 3 shows some of the parameters related to cyanobacteria presence reported in the S達o Paulo State Freshwater Quality Report of 2007.

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Figure 2 - Billings Reservoir photo (source: http://www.sabesp.com.br) Some important data of Billings Reservoir: Drainage área: 1560 km² Location: Santo André, São Bernardo do Campo, Diadema, Ribeirão Pires, Town- São Paulo State Storage volume: 995 million of m³ Flow: 4,7 m³/s Table 3 - Some of water quality parameters monitored and published in the São Paulo State Freshwater Quality Report of 2007 Parameter

Unit

Billings reservoir – Point code

Reference Value

pH Total phosphorus

U.pH mg/l

6-9 maximum 0,3

Ammoniac nitrogen Nitrate Nitrite Chlorophyll-a Cyanobacteria cell

mg/l mg/l mg/l mg/l Cell number/ ml µg/mL

maximum 3,7 maximum 10 maximum 1 maximum 30 maximum 50000

Mycrocistins *Outside

maximum µg/mL

01SP06100

01SP06100BI

01SP06635

BILL02100 7,5

LL02100 7,36

BILL02900 8,15

0,13

0,05

0,02

0,53 0,61 0,43 49,74*

0,29 1,64 0,03 36,32*

0,26 0,49 0,02 16,02

212562,5*

98016*

115053*

------

-----

0,47

of the reference value

Source: CETESB São Paulo State Freshwater Quality Report of 2007

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Considering the worst case approach, at least 700 thousand people live around this reservoir. It is used as a freshwater supplier and for recreational purposes, therefore they may be exposed to anatoxin-a by oral and respiratory route. If at least 50% of the cyanobacteria cells reported in the São Paulo State Freshwater Quality Report were anatoxin-a-producers strains we may outline two situations. Situation1. This scenario is based on the oral exposure to anatoxin-a. There may be considered: Body weight: 60 kg for adults and 15 kg for children (U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY, 1997). Volume of water drunk by day: approximately 2 L/day Anatoxin-a concentration in water: Difficult to established. It will depend of environmental conditions. Nevertheless, we may consider the oral LD50 of 350 µg/kg bw in rats. Situation 2 This scenario is based on the respiratory exposure to anatoxin-a aerosol. They should be considered: body weight (60 kg for adults and 15 kg for children)*, respirable fraction (a respirable fraction of 34.4% for the particles with a diameter of 5 µm is expected)* and inhalation (inhalation rate for adults, considering the rest state, is 9330 cm3/min, corresponding to 0,56 m3/h)* (*EUROPEAN COMMISSION DG-ENVIRONMENT, 2002). The oral LD50 is 2000 µg/kg bw in rats. 6. TOXICITY, HAZARD AND RISK ESTIMATION Generally, hazard is understood as the propriety of a substance (or activity) to cause harm. Many substances are hazardous but will not necessarily lead to harm unless circumstances lead to human exposure. Still after exposure, an adverse health outcome is not necessarily certain, but rather probably. So, a hazard may be defined as an intrinsic propriety of a biological, chemical or physical agent to cause adverse health effects. Risk refers to a probability that exposure to a hazard will lead to a specific (adverse) health

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outcome and is usually expressed as a frequency in a given time (CHORUS and BARTRAM, 2003). Hazard identification involves the identification of known or potential adverse health effects associated with a specific agent, based on studies conducted under specific conditions, such as the species tested and the experimental conditions. Epidemiological studies and animal toxicity studies are ordered as providing the greatest predictive information. Hazard characterization is the extrapolation phase of risk assessment pointed toward to make a predictive characterization of the hazard to humans based on animal studies (species extrapolation) under low exposure conditions (extrapolation from high to low dose). The endpoint of hazard characterization is the estimation of a “safe dose” such as a tolerable daily intake (TDI) or equivalent (CHORUS and BARTRAM, 2003). Critical toxicological data including more adequate and representative studies must be selected, this data presents NOAELs (Non Observable Adverse Effects Level) description and chosen critical endpoints, when is desire to establish a safe dose level for a specific product (BARNES & DOURSON, 1988). Even there are evidences of adverse health effects of anatoxin-a in animals around the world, the harm posed by anatoxin-a was not yet translated into any official guideline value. By other side, exposure and effects of this cyanotoxin have not been fully determined in humans or aquatic biota; consequently, no risk evaluation could be done (OSSWALD, 2007). A NOAEL of 98 µg/Kg and a value of 1 µg/l of anatoxin-a in drinking water were suggested by Fawell and collaborators (FAWELL et al. 1999). They treated mice orally with doses of 0.98, 0.49, or 2.46 mg/kg bw of anatoxin-a per day. The dose of 2.46 mg/kg bw of anatoxin-a was chosen as the maximum tolerate dose (MTD) and was administrated to the animals by 28 days. As the proper authors mentioned, the true NOAEL for this study may have been 2,46 mg/kg bw of anatoxin-a, but the inability to determine the cause of death for two animals of the top dose groups means that a relationship with treatment can not be ruled out. In terms of risk assessment, they calculated for a 10 kg child drinking one liter per day, this exposure would not be achieved unless the concentration of anatoxin-a were to reach or exceed 0.98 mg/l. For the researchers the 1 µg/l value would provide a significant margin of safety of around three orders of magnitude with regard to drinking water.

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If it is considered the NOAEL 98 µg/Kg, it would be possible to calculate a Tolerable Daily Intake (TDI) for safe human consumption, by the incorporation of uncertainty or safety factors. Although these factors are subjective, it is generally accepted a factor of 10 for interspecies uncertainty between rodents and humans, a further 10 for variability in sensitivity between people and an uncertainty of 10 for inadequate data (FALCONER and HUMPAGE, 2005). So the calculus would be: TDI =

98 10 x 10 x 10

= 0,098 μg/kg/day

From this value a possible Guideline Value (also named Reference dose and the maximum acceptable concentration) may be calculated using the standard bodyweight of 60 kg and a standard water consumption of 2 l/day (FALCONER and HUMPAGE, 2005). GV = = GV = =

0,098 x 60 2

2,94

3 μg/l of anatoxin-a in drinking water for adults. 0,098 x 10 1

0,98

1 μg/l of anatoxin-a in drinking water for children.

This calculated GV may not be used as an official GV yet because of the lack of sub chronic toxicity data in other type of animals (besides rodents) as supporting data. The New Zealand Ministry of Health was less restrictive and calculated and proposed a Maximum Acceptable Value (MAV) of 6 µg/l for anatoxin-a in drinking water. This MAV value is calculated on the basis of protection to avoid adverse health effects from chronic exposures (MINISTRY OF HEALTH OF NEW ZEALAND, 2005). As well, domestic and farm animals intoxications may also be considered. The first concern about possible intoxication of domestic animals by anatoxin-a was reported by Gorham and collaborators (GORHAM et al. 1964). Since then, there have been reported many fatalities related to anatoxin-a (SMITH 1986, GUGGER et al. 2005, BALLOT et al. 2005). Any organism in contact with water, algae or food contaminated with anatoxin-a, may be

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intoxicated. In fact, it may be take in count for any organism aquatic or not, which is directly or indirectly in contact with contaminated water (OSSWALD et al. 2007). For example, according Osswald et al. (2007b) swimming of juvenile carps placed in aquarium contaminated with extracts of anatoxin-a was altered. Currently, there are no studies determining transference or bioamplification of anatoxin-a through food chain. Considering the high toxicity of anatoxin-a to humans and vertebrates, as well the potential harm to ecosystem, the presence of cyanobacteria should always be considered a health hazard (OSWALD et al., 2007). Nevertheless, the WHO proposed a managerial response model presented as a â&#x20AC;&#x153;decision treeâ&#x20AC;? (ANNEX 1) which may be considered as a general framework taking in count the local conditions.

7. RISK EVALUATION There are two areas in which more data is necessary to make a clear case for national action on minimizing health risk from cyanobacterial toxins. The first one is the need for spread the monitoring of the presence of toxic cyanobacterial species and toxins in drinking water sources, in order to identify the abundance of locations of potential risk. The second and more difficult aspect is the need for epidemiological studies on at-risk populations to quantify the adverse health effects. Exposure biomarkers will have to be developed, in addition to quantifying the concentrations in tap water (FALCONER AND HUMPAGE, 2005). Despite some studies and organizations have tried to establish a NOAEL value, data has been considered insufficient for derivation of a TDI (Total Daily Intake). As presented in the item 5, where it was described two possible scenarios, there is a real exposure risk to anatoxin-a, not only by oral route but also by inhalation of aerosol containing anatoxin-a. However, there is no enough toxicological data to do a complete risk evaluation. Even so, is it possible to suppose that because of the high toxicity of anatoxin-a, even if the exposure were very low, the risk will be at least low or medium.

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8. CONCLUSION In the present study, it was tried to present a risk assessment of anatoxin-a taking in count the presence of a sort of cyanobacteria strains present in the São Paulo freshwater reservoirs, which may be potential anatoxin-a-producers, it was no possible establish specifically how big or small the risk is with reliability. The GV values of 3 μg/l and 1 μg/l of anatoxin-a in drinking water for adults and children, respectively, were calculated according the few available data. Environmental pollutants, as anatoxin-a, whose production rate is not completely elucidated, because of the unawareness of the specific environmental conditions that increase or decrease its production make the scenarios more confusing and difficult to evaluate. Even that, it is no less important to continue trying further evaluation, cause cyanobacterial populations and hence toxic risks are likely to rise in the immediate future. 9. REFERENCES ALKONDON, M.; ALBURQUERQUE, E. X. Diversity of nicotinic acetylcholine receptors in rat hippocampal neurons. III. Agonist actions of the novel alkaloid epibatidine and analysis of type II current. J. PHARMACOL. EXP. THER., 1995, 274 ( 2), 771-782. ARAOZ, R., NGHIEM, H. O., RIPPKA, R., PALIBRODA, N., TANDEAU, N. M.; HERDMAN, M. Neurotoxins in axenic oscillatorian cyanobacteria: coexistence of anatoxin-a and homoanatoxin-a determined by ligand-binding assay and GC/MSMICROBIOLOGY 2005, 151, 1263–1273. ASTRACHAN, N. B.; ARCHER, B. G.; HILBELINK, D. R. Evaluation of the subacute toxicity and teratogenicity of anatoxin-a. TOXICON, 1980, 18, 684-688. BALLOT, A., KRIENITZ, L., KOTUT, K. WIEGAND, C., PFLUGMACHER, S. Cyanobacteria and cyanobacterial toxins in the alkaline crater lakes Sonachi and Simbi, Kenya. HARMFUL ALGAE, 2005, 4, 139-150. BITTENCOURT-OLIVEIRA, M. C., KUJBIDA, P., CARDOZO, K. H., CARVALHO, V. M., MOURA, A.; COLEPÍCOLO, P.; PINTO, E. A novel rhythm of microcystin biosynthesis is described in the cyanobacterium Microcystis panniformis Komarek et al., BIOCHEM. BIOPHYS. RES. COMMUN. 2005, 326, 687–694. BEHM, D. Coroner cites algae in teen’s death. In: MILWAKEE JOURNAL SENTINEL, Milwokee, 2003.

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REAPROVEITAMENTO DE SOLUÇÕES ÁCIDAS EM LABORATÓRIO MULTIDISCIPLINAR DA FACULDADE DE MEDICINA DO ABC Ana Paula Garcia Bezerra1 Raphael Garcia Biondo2

RESUMO No momento atual, os resíduos químicos gerados nas aulas práticas dos cursos da Faculdade de Medicina do ABC (FMABC) se constituem em perigoso passivo ambiental, devido ao crescente aumento deste volume e às precárias condições de armazenamento. Observando a grande quantidade de soluções de ácido clorídrico e de ácido sulfúrico estocadas e tomando espaço, surgiu a idéia de reaproveitamento dessas soluções em nossa instituição. Soluções de variadas concentrações de HCl (0,1 a 6,0 mol/L) foram reunidas em uma bombona perfazendo um total de 25 litros. Soluções de variadas concentrações de H2SO4 foram reunidas em uma bombona perfazendo um total de 5 litros. A solução de HCl foi padronizada a 1,0 mol/L, utilizando-se uma solução de NaOH 1,0 mol/L. A solução de H2SO4 foi padronizada para 5,0 mol/L com uma solução de NaOH 2,0 mol/L. Esse procedimento eliminou a armazenagem de resíduos de soluções ácidas em grandes volumes, houve a liberação de espaço dentro do laboratório além de minimizar o gasto com matéria prima através do reaproveitamento dessas soluções. Os pequenos volumes de soluções ácidas preparados diariamente para as aulas prática serão neutralizados no final do processo e descartados na rede de esgoto sempre que este procedimento se mostrar viável. Palavras-chave: descarte de resíduos, reaproveitamento de resíduos, reuso de resíduos

Bacharel em Química – Técnica do Laboratório Multidisciplinar da Faculdade de Medicina do ABC.

Acadêmico do curso de Bacharel em Química – Auxiliar do Laboratório Multidisciplinar da Faculdade de Medicina do ABC.

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1. INTRODUÇÃO Em 1992, na Conferência das Nações Unidas para o Meio Ambiente e Desenvolvimento (CNUMAD) realizada no Brasil, criou-se a Agenda 21, onde o Capítulo 19 é dedicado exclusivamente ao tema da segurança química e onde são apontados os problemas de poluição química em grande escala. A Agenda 21 é um plano de ação com metas para a melhoria das condições do meio ambiente. Todos os setores da sociedade poderiam cooperar no estudo de soluções para os problemas sócio-ambientais. As instituições de ensino e de pesquisa, os laboratórios de análises químicas, físicoquímicas e bioquímicas são geradores de resíduos, mas são considerados pelos órgãos fiscalizadores como atividades não impactantes e, assim sendo, raramente fiscalizados quanto ao descarte de seus rejeitos químicos. Com a crescente conscientização e a mobilização da sociedade civil há que se pensar que esses pequenos geradores de resíduos tenham o mesmo grau de exigência que o Estado dispensa aos grandes geradores (JARDIM, 1998). No atual cenário, vários segmentos da sociedade vêm cada vez mais se preocupando com o desenvolvimento sustentável e as Universidades não podem mais continuar com essa medida cômoda de simplesmente ignorar sua posição de geradora de resíduos. Um programa de gerenciamento de resíduos tem como objetivo primeiro minimizar os danos causados pela disposição adequada desses rejeitos químicos nos corpos receptores disponíveis (rede de esgoto, águas superficiais, aterros etc.). No momento atual, os resíduos químicos gerados nas aulas práticas dos cursos da Faculdade de Medicina do ABC (FMABC) ficam sob a responsabilidade dos técnicos do Laboratório Multidisciplinar, quando há disponibilidade de horário para tal tratamento ou neutralização. Os materiais armazenados constituem-se em perigoso passivo ambiental, devido ao crescente aumento deste volume e às precárias condições de armazenamento.

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O Núcleo de Saúde Ambiental, tendo a responsabilidade e a preocupação com o meio ambiente, tomou para si, esta missão e está elaborando um Plano de Gestão e Gerenciamento de Resíduos Químico (PGGRQ), para a nossa instituição. Observando a grande quantidade de soluções de ácido clorídrico e ácido sulfúrico, estocadas e tomando espaço desnecessário, surgiu a idéia de reaproveitamento dessas soluções em nossa instituição. 2. PARTE EXPERIMENTAL 1. Inventário do passivo 1.1.

Ácido clorídrico Soluções de variadas concentrações de HCl (0,1 a 6,0 mol/L) foram reunidas em uma bombona perfazendo um total de 25 litros.

1.2.

Ácido sulfúrico Soluções de variadas concentrações de H2SO4 (0,1mol/L a 98% P.A.) foram reunidas em uma bombona perfazendo um total de 5 litros.

2. Soluções de NaOH 0,1 e 2,0 mol/L. Foram preparadas soluções de NaOH 0,1 mol/L e de 2,0 mol/L para a padronização do ácido clorídrico e do ácido sulfúrico respectivamente. (ASSUMPÇÃO & MORITA, 1968; VOGEL, 1992) 3. RESULTADOS Padronização das soluções: A solução de HCl foi padronizada a 1,0 mol/L, utilizando-se uma solução de NaOH 1,0 mol/L. A solução de H2SO4 foi padronizada para 5,0 mol/L com uma solução de NaOH 2,0 mol/L. A escolha das concentrações finais das soluções contidas nas bombonas (1,0 mol/L para HCl e 5,0 mol/L para H2SO4) deveu-se a maior utilização dessas concentrações pelos professores que ministram aulas práticas. De modo geral, essas concentrações (1,0 mol/L para HCl e 5,0 mol/L para H2SO4) são as utilizadas pelos professores das

disciplinas que ministram

aulas práticas nesse

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Laboratório. A partir dessas soluções padronizadas podemos preparar soluções mais diluídas em pequenas quantidades, quando houver solicitação. As soluções ácidas e básicas preparadas diariamente, serão neutralizadas no final do processo e descartadas na rede de esgoto sempre que este procedimento se mostrar viável. Com esse procedimento, ou seja, retirando os frascos dessas soluções do local de armazenamento, estamos gerando espaço para estocagem de outros produtos químicos e melhorando a organização do estoque. 4. DISCUSSÃO E CONCLUSÕES De acordo com NOLASCO e col. (2006), na escala de prioridades em um Programa de Gerenciamento de Resíduos tem-se: 1. Prevenção da geração de resíduos (utilizando-se métodos analíticos mais limpos); 2. Minimização da geração de resíduos utilizando-se técnicas em micro escala 3. Reaproveitamento dos resíduos gerados através da reciclagem, recuperação, reutilização ou reuso. 4. Tratamento dos resíduos 5. Disposição dos resíduos. O procedimento por nós utilizado (escala de prioridade 3) eliminou a armazenagem de resíduos de soluções ácidas em grandes volumes, houve por conseguinte a liberação de espaço dentro do Laboratório além de interferir diretamente com o custo das aulas práticas, vez que minimizamos o gasto com reagentes (matéria prima) através do reaproveitamento dessas soluções. O inventário do passivo tem o objetivo de identificar quantitativamente a maior quantidade possível dos resíduos químicos já estocados na unidade. É comum nos laboratórios voltados ao ensino a existência de um estoque indesejável de resíduos. O tratamento e a destinação final deste estoque de resíduos são quase sempre de difícil solução, não apenas sob o aspecto técnico, mas também sob o aspecto econômico.

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Uma vez identificado e caracterizado o resíduo o passo seguinte é avaliar as possíveis maneiras de

se aproveitar

máximo esse estoque (quando for passível de

reaproveitamento). A geração de resíduos químicos em instituições de ensino e pesquisa é um sério problema ao qual não se dá muita importância. Em muitas universidades a gestão dos resíduos químicos gerados na atividade rotineira é inexistente e o descarte ainda é praticado. O ácido clorídrico e o ácido sulfúrico apresentam risco à vida aquática pela diminuição do pH da água. O pH ácido pode causar redução da população de peixes, eliminar espécies e interferir na biodiversidade. Sabe-se que as espécies aquáticas não suportam níveis de pH inferiores a 5,5. E a redução do pH pode causar a liberação de alumínio do sedimento o que contribui para a diminuição de peso e tamanho dos organismos bem como tornando esses organismos menos capazes para competir por alimento e habitat (EPA, 2008) De acordo com a Lei 6938 de 31 de agosto de 1981 que dispõe sobre Política Nacional do Meio Ambiente, o gerenciamento dos resíduos pressupõe que a regra geral a ser adotada é o da responsabilidade

objetiva, isto é “quem gera o resíduo torna-se

responsável pelo mesmo” e que o descarte de produtos químicos sem uma orientação correta, causa degradação ao meio ambiente(NOLASCO, 2006). Esse trabalho representa uma pequena contribuição, embora incipiente, referente a gerenciamento de resíduos e é um embrião de um grande trabalho a ser ainda aplicado por todos os setores que geram resíduo químico nessa Instituição.

5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ASSUMPÇÃO,R.M.V & MORITA,T. Manual de soluções, Reagentes e Solventes. São Paulo: Editora Edgard Blücher Ltda. p.9-12; 21-24 e 77, 1968. JARDIM,W.F. Gerenciamento de Resíduos químicos em Laboratórios de Ensino e Pesquisa. Química Nova, v.27, n.5, p.671-673, 1998

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JEFFERY,G.H; BASSETT,J.; MENDHAM,J.;DENNEY,R.C.; VOGEL Análise química quantitativa. São Paulo: Editora JC. p.109 e 236, 1992 NOLASCO,F.R.; TAVARES.G.A.;BENDASSOLLI,J.A.Implantação de Programas de Gerenciamento de Resíduos Químicos Laboratoriais em Universidades: Análise Crítica e Recomendações Eng. sanit. ambient. v.11 - nº 2, p. 118-124, 2006 [U.S. EPA] Environmental Protection Agency. Effects of Acid Rain - Surface Waters and Aquatic Animals .Disponível em http://www.epa.gov/acidrain/effects/surface_water.html. Última atualização: dezembro 2008. Acesso em 15/9/2009.

Agradecimento Agradecemos a Profª Irene Videira de Lima pela orientação desse trabalho.

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PROTEÇÃO À SAÚDE DO TRABALHADOR: UM ESTUDO COMPARATIVO ENTRE REGULAMENTAÇÕES DA ESPANHA, EUA E BRASIL Tiago Severo Peixe1 Elizabeth de Souza Nascimento2 Fabriciano Pinheiro3

RESUMO As discussões a respeito da necessidade de uniformidade em legislações de proteção e segurança à saúde de trabalhadores vêm ganhando espaço no cenário atual, devido à globalização econômica, os tratados internacionais e a preocupação com a qualidade do local onde se desenvolvem as atividades laborais. Neste contexto, são apresentadas três regulamentações com o intuito de criar a perspectiva de debates e a pauta de atualização da legislação brasileira à cerca de Limites Ambientais e Biológicos no ambiente de trabalho. Palavras-chave: trabalhador, ambiente de trabalho, limites de exposição, legislações

Abstract The discussions regarding the need of legislation uniformity related with chemical safety and work protection takes attention in the actual world scenario, in function of economic globalization, international agreements and the workplace quality to develop labor activities. This paper describes the differences presented between elements of in order to promote an environment for discussion and emphasize the need to update of the Brazilian rules dealing with Environment and Biological Limit´s in the occupational setting. Key words: worker, workplace, exposure limits, legislation. Departamento de Análises Clínicas e Toxicológicas, Faculdade de Ciências Farmacêuticas (FCF), Universidade de São Paulo (USP).c Intertox, São Paulo/SP. Farmacêutico-bioquímico pela Universidade Estadual de Ponta Grossa (UEPG). Especialista em Saúde e Segurança do Trabalho pela OIT/ONU. Mestre em Toxicologia e Análises Toxicológicas pela FCF/USP. Doutorando em Toxicologia e Análises Toxicológicas pela FCF/USP. E-mail: tpeixe@usp.br – Tel.: (11) 3091-2192. 2 Farmacêutica-bioquímica pela USP. Mestre em Toxicologia e Análises Toxicológicas pela FCF/USP. Doutora em Toxicologia e Análises Toxicológicas pela FCF/USP. 3 Biomédico pela Universidade Estadual Paulista (UNESP).Mestre em Toxicologia e Análises Toxicológicas pela FCF/USP. Coordenador de Segurança Química da empresa da Intertox/SP. 1

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1. INTRODUÇÃO A gestão segura de produtos químicos faz-se imprescindível com o aumento da produção e o uso de produtos químicos advindo do intenso processo de industrialização e do crescimento populacional, aliado ao surgimento de inúmeras doenças e acidentes relacionados a estes produtos no ambiente de trabalho. Neste contexto, a Convenção nº 170, de 25/06/1990 (ILO, 1990) da Organização Internacional do Trabalho (OIT), foi um marco por levantar mundialmente a discussão sobre a Segurança na Utilização de Produtos Químicos no Trabalho. O Brasil ratificou a Convenção nº 170 por meio da publicação do Decreto nº 2.657, de 03/07/1998 (Brasil, 1998). Atualmente, inúmeras legislações abordam o tema referente a exposição segura a compostos químicos, no ambiente de trabalho, por meio de limites de exposição gerados a partir de estudos realizados pela comunidade científica.

1.1.

Exposição Ocupacional a um agente químico

Define-se exposição como: “... a situação decorrente de uma atividade profissional em que o trabalhador tem contato com um agente químico de tal forma que há possibilidade de produção de efeitos locais e sistêmicos em curto, médio ou longo prazo” (DELLA ROSA, 2003). A detecção precoce de uma exposição perigosa pode diminuir significativamente a ocorrência de efeitos adversos à saúde. As informações provenientes da monitorização da exposição ambiental ou ocupacional possibilitam a implantação de medidas de prevenção e controle apropriadas, sendo necessários: a definição dos níveis permissíveis de exposição, que, de acordo com os conhecimentos atuais, são estabelecidos para não causar efeitos adversos decorrentes da exposição química; e a avaliação regular dos possíveis riscos à saúde associados à exposição por comparação com estes limites permitidos (DELLA ROSA, 2003).

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Monitorização da exposição é um procedimento que consiste em uma rotina de avaliação e interpretação de parâmetros biológicos e/ou ambientais, com a finalidade de detectar os possíveis riscos à saúde. A exposição pode ser avaliada por medida da concentração do agente químico em amostras ambientais, como o ar (monitorização ambiental), ou através da medida de parâmetros biológicos (monitorização biológica), denominados indicadores biológicos ou biomarcadores (AMORIN, 2003; DELLA ROSA, 2003). 1.2.

Monitorização Ambiental

Monitorar significa medir e comparar, assim, a monitorização ambiental preocupa-se em determinar concentrações de elementos químicos no ambiente de trabalho comparando-os a valores considerados limites seguros à saúde do indivíduo na atividade laboral. Para tal, existem critérios necessários à representatividade do conjunto de dados a serem analisados. Isto é possível graças à amostragem – escolha de um dado representativo da avaliação realizada. Segundo Della Rosa, et al. (2003) há fatores que devem ser considerados quando da avaliação ambiental ou monitorização ambiental, dentre eles: • Atividades, tarefas ou funções exercidas pelos trabalhadores; • A área ou local de trabalho; • O número de trabalhadores presentes e possivelmente expostos; • Movimentação dos trabalhadores pelo local ou locais de trabalho; • Movimentação dos materiais (fontes de gases, vapores, poeiras, etc.); • Condições de ventilação ou movimentação do ar, temperatura e pressão atmosférica; • Ritmo de produção, e • Outros agentes químicos ou físicos que possam interferir nas avaliações ou na exposição. Outro ponto relevante refere-se à estratégia de amostragem, definindo-se: • Equipamentos a serem utilizados na coleta e na análise da substância; • Pessoal de coleta e acompanhamento com treinamento adequado; • Usar critérios estatísticos de representatividade do grupo amostral;

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• Número de amostras a serem coletadas em cada trabalhador (zona respiratória) ou ponto estático (coletivo) e tempo de coleta de cada uma.

1.3.

Monitorização biológica

A Monitorização Biológica da exposição aos agentes químicos relaciona-se à medida da substância ou seus metabólitos em vários meios biológicos, como sangue, urina, ar exalado e outros (por exemplo, mercúrio na urina). Algumas vezes, o conceito de Monitorização Biológica é estendido para incluir também a detecção precoce de efeitos reversíveis, como a monitorização biológica de efeito, onde, por exemplo, se analisa a presença do ácido delta aminolevulínico δ-ALA-D na urina, como um indicador adequado para a vigilância de saúde de trabalhadores expostos a chumbo (DELLA ROSA, 2003). A detecção de um efeito adverso, como por exemplo, proteinúria aumentada, indica que a exposição é excessiva, e, tal medida é apropriada para ser incluída num programa de detecção precoce de prejuízo à saúde (vigilância à saúde), devido à exposição a uma determinada substância química. A Avaliação Biológica da exposição às substâncias químicas só é possível quando estiverem disponíveis informações toxicológicas suficientes referentes ao mecanismo de ação e/ou à toxicocinética dos agentes químicos aos quais os indivíduos estão expostos. Os biomarcadores e sua aplicação na avaliação da exposição aos agentes químicos ambientais dependem de como a substância é absorvida pelas diferentes vias; posteriormente, de como é distribuída para os diferentes compartimentos do organismo; de como é biotransformada; e, finalmente, de como é eliminada. É também necessário saber se a substância se acumula ou não no organismo. Assim, é de fundamental importância o conhecimento da toxicocinética dos diversos agentes químicos (MUTTI, 1999; THORME, 2003). Da mesma forma, se a Monitorização Biológica estiver baseada na medida de uma alteração biológica do organismo, causada pelo agente químico, é necessário conhecer o processo da toxicodinâmica, ou seja, é preciso conhecer o mecanismo de ação da substância química para identificar quais são os efeitos não adversos decorrentes daquela ação (MUTTI, 1999). Isso se faz necessário porque só a identificação e a medida de um

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efeito precoce, não adverso, podem ser usadas para fins de prevenção (AMORIN, 2003; DELLA ROSA, 2003).

2. OBJETIVO O presente trabalho visa a apresentar e discutir as divergências existentes entre exemplos

parâmetros

exposição

ocupacional

relacionados

órgãos

governamentais ou entidades de alguns países. Foram selecionados indicadores de monitorização ambiental e biológica estabelecidos pelo INSHT (Instituto Nacional de Segurança e Higiene do Trabalho) da Espanha, pela ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygienists) dos Estados Unidos da América e pelo MTE (Ministério do Trabalho e Emprego) do Brasil.

3. A LEGISLAÇÃO ESPANHOLA A União Européia visa a manter uma harmonização com relação às legislações de proteção à saúde do trabalhador, sendo assim, quando um país adota determinadas restrições estas tendem a ser seguidas pelos países-membros do bloco econômico. A Diretiva nº 98/24/EC, de 07/04/1998, sobre a proteção à saúde e segurança de trabalhadores no que tange a riscos relacionados a agentes químicos no ambiente de trabalho e, posteriormente, a Diretiva nº 2000/39/EC, de 08/06/2000, estabeleceram-se as primeiras indicativas de limites de exposição ocupacionais com a implementação da matéria pregressa. Os conteúdos destas regulamentações foram transcritos na Legislação Espanhola por meio do Decreto nº 374, de 606/04/2001 (ESPANHA, 2001). Deste modo, a Espanha promulgou uma lei pelo INSHT (Instituto Nacional de Segurança e Higiene do Trabalho) estabelecendo os Limites de Exposição a compostos químicos no ambiente ocupacional. Tal lei está em consonância com a Diretiva Européia de nº 98/24/EC em que países-membros da Comunidade Européia ratificaram a uniformidade de seus limites de exposição ocupacional (COMISSÃO EUROPÉIA, 1998; INSHT, 2007).

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Esta normativa, como mostrado na Tabela 1, apresenta dados relativos à numeração dos compostos químicos utilizada pela da comunidade européia, o número CAS (Chemical Abstract System), a substância, os limites de exposição adotados para exposição diária (8h) e de curta duração (15 min), notas esclarecedoras e as frases R (frases de informação de perigo) na classificação da substância em questão. Tabela 1 – Exemplo de substâncias químicas em ambiente laboral e seus Limites de Exposição (LEO´s). EINECS

CAS

Substância

203-453-4

107-02-8

Acroleína

231-100-4

7439-92-1

Chumbo e compostos inorgânicos

Limites

PPM*

8h mg/m3 **

0,1

0,23 0,15

15 min PPM* mg/m3** 0,3

0,69

Notas

Frases R

Pele

11-24/2526-34-50

VLB, TR1

61-20/2233-50-5362

Fonte: Adaptado de INSHT, 2007. *valores em mg/m3 (miligramas por metro cúbico de ar); ** valores em PPM (partes por milhão). !

Acroleína - Pele: sensibilizante; Frases R – 11: Facilmente inflamável, 24: tóxico em contato

com a pele, 25: tóxico por ingestão,

26: muito tóxico por inalação, 34: provoca

queimaduras, 50: tóxico para organismos aquáticos. Chumbo – VLB: Indicador biológico, TR1: substância que interfere na reprodução e fertilidade. Frases R - 20: nocivo por inalação, 22: nocivo por ingestão, 33: perigo de efeitos acumulativos, 50: muito tóxico a organismos aquáticos, 53: pode causar cronicamente efeitos adversos em organismos aquáticos, 61: pode causar toxicidade fetal, 62: pode causar efeito sobre a fertilidade. Associada à Diretiva n° 98/24/EC pode-se citar a normativa referente aos Indicadores Biológicos de Exposição, tal como se observa na Tabela 2. São destacados os dados relativos à numeração da comunidade européia, o número CAS, a substância, os

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indicadores biológicos de exposição, os valores de referência, os momentos de coletas de amostras, notas esclarecedoras e as frases R de classificação para a substância em questão (COMISSÃO EUROPÉIA, 1998; INSHT, 2007). Tabela 2 – Exemplo de substâncias químicas em ambiente laboral e seus Limites de Exposição (LEO´s). EINECS

CAS

Substância

Indicador

Valor

Biológico

200753-7

231152-8

71-43-2

744043-9

Benzeno

Cádmio e compostos inorgânicos

Ácido SFenilmercaptúric o urinário Ácido t,tMucônico urinário Cádmio urinário Cádmio em sangue total

Moment

Notas

Frases R

45-46-1136/3848/23/24/ 25-65

o de

120 µg/g creatinina 4.5 mg/g creatinina 5 µg/g creatinina 5 µg/L

coleta Final jornada Final jornada Não crítico Não crítico

2249/23/25

Fonte: Adaptado de INSHT, 2007. *

Benzeno - F: reage com agentes nitrogenados formando compostos nitrogenados; Frases

R – 11: Facilmente inflamável, 23: tóxico por inalação, 24: tóxico em contato com a pele, 25: tóxico por ingestão, 36: irritante para os olhos, 45: pode causar câncer, 46: pode causar alterações genéticas hereditárias, 48: pode causar câncer por inalação, 68:

possibilidade de efeitos irreversíveis. Cádmio – Frases R - 22: nocivo por ingestão, 23: tóxico por inalação, 25: tóxico por ingestão, 49: muito tóxico a organismos aquáticos.

De acordo com as Tabelas de números 1 e 2 pode-se observar a disposição dos dados relacionado à classificação européia, no momento em que se formula ou se analisa a composição de uma FISPQ (Ficha de Informações de Segurança de Produto Químico) permitindo-se inferir importantes informações ao usuário, trabalhador ou médico ocupacional (PINHEIRO, 2009).

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4. A AMERICANA, O EXEMPLO DA ACGIH A ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygienists) é uma organização não-governamental que congrega especialistas em Higiene e Toxicologia Ocupacional nos Estados Unidos da América. Esta associação não possui força de Lei, sendo a OSHA (Occupational Safety and Health Administration), a agência dos EUA ligada ao Ministério do Trabalho americano, incumbida da regulamentação dos valores limites no ambiente laboral. Entretanto, é possível observar a existência de um consenso entre os valores estabelecidos pela ACGIH e OSHA. A ACGIH publica anualmente um manual contendo valores atualizados de limites de exposição ocupacionais e limites biológicos para indicadores de exposição para substâncias químicas. No que tange a monitorização ambiental, a ACGIH apresenta os TLV´s (Threshold Limit Values*, #, ¢) que se referem as concentrações de substâncias químicas dispersas no ar e representam condições sobre as quais se supõe que quase todos os trabalhadores podem estar expostos dia após dia sem efeitos adversos à saúde (ACGIH, 2007). A Tabela 3 apresenta exemplos de substâncias químicas e seus TLV´s de modo a empregar valores de limites de exposição a substâncias químicas no ambiente de trabalho e compará-los aos dados de monitorizações ambientais realizadas.

Tabela 3 – Exemplo de substâncias químicas em ambiente laboral e seus Limites de Exposição pela ACGIH CAS

Substância

TLV-TWA*

TLV-STEL#

Notação

107-02-8

Acroleína

0,10*

C¢, A 4, Skin

7439-92-1

Chumbo e compostos inorgânicos

0,05*

Fonte: Adaptado de ACGIH, 2007. *

valores em mg/m3 (miligramas por metro cúbico de ar.

A4 – não classificável como

carcinogênico (IARC, 2003); Skin- perigo de absorção cutânea. A 3- carcinogênico em estudos com animais (IARC, 2003).

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* TLV-TWA (Threshold Limit Value - Time Weighted Average / Média Ponderada pelo Tempo) - Limite de exposição para um dia normal de trabalho (8 horas) ou semana (40 horas). # TLV-STEL (Threshold Limit Value – Short Term Exposure Limit / Limite de exposição de curto período) - Limite de exposição que pode ser atingido 15 min, 4 vezes ao dia, com intervalos de 60 minutos. ¢ TLV-C (Threshold Limit Value – Ceiling / Teto) – Limite de exposição não pode ser ultrapassado em momento algum da jornada de trabalho. Além dos parâmetros ambientais, a ACGIH publica também informações sobre Limites Biológicos de Exposição e seus BEI´S (Biological Exposures Indices), tais como os exemplificados na Tabela 4.

Tabela 4 – Exemplo de substâncias químicas em ambiente laboral e seus Limites de Exposição pela ACGIH CAS

Substância

BEI

Valor

71-43-2

Benzeno

Ácido t,t-Mucônico urinário

500 µg/g creatinina

Ácido SFenilmercaptúrico urinário

25 µg/g creatinina

Cádmio urinário

2 µg/g creatinina

744043-9

Cádmio e compostos inorgânicos

Fonte: Adaptado de ACGIH, 2007.

* (B)

Notação

B B

Valor basal.

O manual da ACGIH é utilizado na avaliação da exposição a compostos químicos no ambiente de trabalho e, seus limites, propostos por especialistas na área de Higiene Industrial dos EUA, são baseados em estudos epidemiológicos e recomendados para interpretação clínica-laboratorial, além de serem atualizados anualmente (ACGIH, 2007).

5. NORMAS REGULAMENTADORAS BRASILEIRAS O Brasil em meados de 1978 conforme as Portarias Ministeriais de n° 3.214, do Ministério do Trabalho e Emprego apresenta sua regulamentação quanto à proteção da exposição laboral a xenobióticos estabelecida, pelas Normas Regulamentadoras de

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números 7 e 15 que atendem, respectivamente, aos Limites Biológicos de Exposição e Limites de Exposição Ocupacional (BRASIL, 1978; BRASIL, 1994). Os LEO´s (Limites de Exposição Ocupacional) brasileiros são estabelecidos no País como Limites de Tolerância (LT), que constam da Portaria Ministerial 3.214 e que em sua Norma Regulamentadora n° 15, anexo 11, fixa as substâncias cuja insalubridade é caracterizada por Limites de Tolerância, fornecendo uma tabela de valores, que se ultrapassados caracteriza a insalubridade, adicional no salário do trabalhador exposto que pode corresponder a 10, 20 ou 40 % do salário mínimo (BRASIL, 1978). A Tabela 5 apresenta exemplos de valores de LT para substâncias químicas. Tabela 5 – Limites de Tolerância para algumas substâncias químicas no Brasil. Substância

LT PPM* -

Acroleína Chumbo e inorgânicos

compostos

Notação

mg/m3** 0,10

Máximo !

Fonte: Adaptado de Brasil, 1978. * valores em mg/m3 (miligramas por metro cúbico de ar); ** valores em PPM (partes por milhão). !

Máximo – insalubridade grau máximo. Referente aos Limites Biológicos, o Brasil possui a NR 7 que constam da Portaria

Ministerial n° 24, de dezembro/1994. Esta Norma Regulamentadora estabelece a obrigatoriedade da elaboração e implementação, por parte de todos os empregadores e instituições que admitam trabalhadores, do PCMSO (Programa de Controle Médico de Saúde Ocupacional) cujo objetivo é a promoção e preservação da saúde do conjunto dos seus trabalhadores por meio do monitoramento dos Indicadores Biológicos de Exposição (IBE´s).

A Tabela 6 ilustra exemplos de valores de Indicadores Biológicos de

Exposição para substâncias químicas (BRASIL, 1994). A Tabela 6 apresenta alguns valores de xenobióticos e seus respectivos Indicadores Biológicos de Exposição.

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Tabela 6 - Indicadores Biológicos de Exposição para alguns xenobióticos no Brasil. Substância Benzeno

IBE Ácido t,t-Mucônico urinário Ácido SFenilmercaptúrico urinário

Cádmio e compostos inorgânicos

Cádmio na urina

Valor

Notação

VR*

IBMP**

500 µg/g creatinina 25 µg/g creatinina

2 µg/g creatinina

5 µg/g creatinina

EAA, NC, T6, SC

Fonte: Adaptado de Brasil, 1994; Brasil, 2001. VR – Valor de referência; 2001. *

IBMP – Índice Biológico Máximo Permitido. (P) Portaria n. 34,

- (B) Valor basal; EAA – Espectrometria de Absorção Atômica; NC: momento de amostragem "não crítico": pode ser feita em qualquer dia e horário, desde que o trabalhador esteja em trabalho contínuo nas últimas 4 (quatro) semanas sem afastamento maior que 4 (quatro) dias; T-6: recomenda-se iniciar a monitorização após 6 (seis) meses de exposição; SC: Além de mostrar uma exposição excessiva, o indicador biológico tem também significado clínico ou toxicológico próprio, ou seja, pode indicar doença, estar associado a um efeito ou uma disfunção do sistema biológico avaliado. 6. Discussão Conforme apresentado, foi possível observar divergências entre parâmetros de monitorização ambiental e biológica apresentados pelas entidades governamentais e não governamentais dos três países selecionados neste estudo. A exemplo, o Limite de Exposição Ocupacional da Acroleína é 0,69 mg/m3 na Espanha (exposição de 15 minutos), nos EUA é de 0,10 mg/m3 (exposição de 15 minutos) e no Brasil não há menção a tal composto. Tomando-se os valores é nítida a diferença entre os índices de exposição. Tal fato é possível pelas dinâmicas de trabalho, processos industriais distintos e situações de exposição diversificadas. Porém, observa-se que há semelhanças nas notações de risco relativas ao contato dérmico indicando especial atenção à proteção individual adequada (BRASIL, 1978; INHST, 2007; ACGIH, 2007).

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Enquanto que para o benzeno, do ponto de vista dos indicadores biológicos de exposição, estabelece-se na Espanha, nos EUA e no Brasil os indicadores Ácido t,tMucônico urinário e Ácido S-Fenilmercaptúrico urinário com diferentes abordagens. No Brasil há o conceito de Valor de Referência Tecnológico (VRT), que foi aplicado pela primeira vez para o benzeno e está relacionado ao limite de concentração estabelecido para substâncias cancerígenas. Segundo a Norma Regulamentadora 15, o Valor de Referência Tecnológico se refere à concentração de benzeno no ar considerada exequível do ponto de vista técnico, definido em processo de negociação tripartite” (BRASIL, 1978; SSST, 1994). O VRT deve ser considerado como referência para os programas de melhoria contínua das condições dos ambientes de trabalho. O cumprimento do VRT é obrigatório e não exclui risco à saúde. O princípio da melhoria contínua parte do reconhecimento de que o benzeno é uma substância comprovadamente carcinogênica, para a qual não existe limite seguro de exposição. Todos os esforços devem ser despendidos continuamente no sentido de buscar a tecnologia mais adequada para evitar a exposição do trabalhador ao benzeno (SSST, 1995). Além do fato de que na Legislação espanhola, as informações de classificação e comunicação de perigo, indispensáveis ao reconhecimento e avaliação de risco, estão em consonância com o sistema de classificação de perigo estabelecido pelas Diretivas Européias n° 67/548/ECC e n° 1999/45/EC (ECB, 2008) e mais recentemente pelo Regulamento n° 1272/2008 que adotou o sistema GHS - Sistema Globalmente Harmonizado de Rotulagem de Produtos Químicos sugerido pela Organização das Nações Unidas (REACH, 2008; ONU, 2009). Este novo sistema de classificação implementado pela União Européia faz parte da recente política de gestão segura de substâncias químicas no continente europeu estabelecida pela implementação do REACH (Registro, Avaliação, Autorização/Restrição de Substâncias Químicas), por meio do Regulamento 1907/2006 (REACH, 2006). Mediante os apontamentos descritos sobre as Legislações ou recomendações feitas pelas entidades analisadas, é notório a observação que estas apresentam divergências de nos valores dos limites e diferentes formas de expor os dados referentes a Limites de

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Exposição ocupacionais e Limites Biológicos de Exposição. As divergências que destoam a Legislação brasileira das outras duas analisadas se devem principalmente pela desatualização de seus valores e a abordagem de informação de perigos. Deste modo, se faz mister a discussão sobre a necessidade do Brasil adequar suas normas às resoluções internacionais em função da saúde e segurança do trabalho, por razões econômicas, e ainda, a participação do País nas Convenções internacionais em que afirmam ratificar os tratados de proteção à saúde dos trabalhadores. 7. Referências [ACGIH] - AMERICAN CONFERENCE of GOVERMMENTAL INDUSTRIAL HIGYENISTS. 2007 TLVs® e BEIs® based on the documentation for threshold limit values for chemicals substances and physical agents and biological exposure indices. Cincinnati: ACGIH, 229 p., 2007. AMORIN, L. C. Os biomarcadores e sua aplicação na avaliação da exposição aos agentes químicos ambientais. Rev. Bras. Epidemiol. 158, v. 6, n 2, p. 158 – 170, 2003. [BRASIL, 1998] - Senado Federal. DECRETO Nº 2.657, DE 3 DE JULHO DE 1998. Disponível em: http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/decreto/D2657.htm. Acesso em: 03/11/2009. [BRASIL] - Ministério do Trabalho e Emprego. NORMA REGULAMENTADORA nº 7. Brasil: Ministério do Trabalho e Emprego,1994. Disponível em: http://www.mte.gov.br/empregador/segsau/legislacao/normas/conteudo/nr07/default.asp Acesso em: 07/03/2005. [BRASIL] - Ministério do Trabalho e Emprego. NORMA REGULAMENTADORA nº 9. Brasil: Ministério do Trabalho e Emprego,1994. Disponível em: http://www.mte.gov.br/empregador/segsau/legislacao/normas/conteudo/nr07/default.asp Acesso em: 07/03/2005. [BRASIL] - Portaria 34 - Ministério do Trabalho e Emprego. Secretaria de inspeção do trabalho. Departamento de segurança e saúde no trabalho. Portaria nº 34 que dispõe sobre o Protocolo para a utilização de indicador biológico da exposição ocupacional ao benzeno, Diário Oficial da União de 20 de dezembro de 2001. [BRASIL] - Ministério do Trabalho e Emprego. NORMA REGULAMENTADORA nº 15. Brasil: Ministério do Trabalho e Emprego, 1978. Disponível em: http://www.mte.gov.br/empregador/segsau/legislacao/normas/conteudo/nr15/default.asp Acesso em: 07/03/2005.

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SSST/MTb - Secretaria de Segurança e Saúde no Trabalho do Ministério do Trabalho. Portaria n° 14 de 20 de dezembro de 1995, DOU, 22/12/95. THORME, P. S. Occupational Toxicology. In: CASARET, L. J. & DOULL´S, J. Essentials of Toxicology. New York: McGraw-Hill, 2003, p. 453 - 61.

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EXPOSIÇÃO OCUPACIONAL A CIANETOS – UMA BREVE REVISÃO Cyro Hauaji Zacarias1

RESUMO O cianeto é uma substância química altamente tóxica formada por um átomo de carbono e um átomo de nitrogênio, constituindo a molécula ionizada CN-. Dentre os compostos de cianeto, o ácido cianídrico (HCN) é considerado o mais perigoso do ponto de vista ocupacional por estar presente no ar e oferecer risco de inalação. Dentre as atividades ocupacionais passíveis de exposição a cianeto, a galvanização é a mais citada nos estudos encontrados na literatura, embora outros segmentos industriais importantes tenham surgido como potenciais fontes de exposição. Os efeitos observados são principalmente alterações da tireóide e efeitos sobre o sistema nervoso central. Palavras-chave: cianeto, toxicologia ocupacional

Abstract Cyanide is a highly toxic chemical formed by a carbon atom and a nitrogen atom constituting the CN-molecule. Among the cyanide compounds, the hydrogen cyanide (HCN) is considered the most dangerous in terms of occupational exposure due to its presence in the air and consequently risk of inhalation. Among the activities subject to occupational exposure to cyanide electroplating is the most cited in studies of the literature but other important industrial sectors have emerged as potential sources of exposure. The observed effects are mainly thyroid dysfunction and effects on the central nervous system.

1. INTRODUÇÃO Cianetos compreendem uma ampla variedade de compostos de diversos graus de complexidade, todos contendo um grupamento CN-. Apesar de tantas formas químicas de cianeto, o íon CN- é o agente tóxico primário. O ácido cianídrico (HCN) é um líquido volátil sem cor e com odor característico de amêndoas amargas e é a principal forma na qual o cianeto está presente na atmosfera. Sendo assim, o HCN representa o maior interesse para 1

Biomédico, Mestrando em Toxicologia e Análises Toxicológicas FCF-USP. E-mail: cyro@usp.br

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toxicologia ocupacional oferecendo risco de exposição de trabalhadores através da inalação. O cianeto pode ser absorvido após inalação, exposição oral ou dérmica. A absorção pulmonar é a mais eficiente, sendo os efeitos quase que imediatos e mais intensos se comparados com a via gastrointestinal (ATSDR, 2006; IPCS INCHEM HOME, 2004). O cianeto, após absorvido, alcança rápida e uniformemente diversos tecidos e esta distribuição se dá, principalmente, através dos eritrócitos, com uma proporção consideravelmente menor sendo transportada dissolvida no plasma. A biotransformação se dá principalmente no fígado, onde o cianeto é convertido em tiocianato através de uma reação catalisada pela enzima rodanase ou tiosulfato sulfotransferase (EC 2.8.1.1). A reação consiste na transferência de um átomo de enxofre do tiossulfato para o íon CN-, sendo a fonte primária de enxofre os aminoácidos metionina e cisteína (HAQUE; BRADBURY, 1999; AZEVEDO e CHASIN, 2004). A maior estabilidade do tiocianato,

comparado

cianeto,

torna

mais

adequado

para

fins

biomonitoramento, no entanto, é preciso estar atento para os fatores interferentes oriundos de exposições extra-ocupacionais como tabagismo e alimentação (SANTOS et al., 1990). O cianeto é uma substância altamente tóxica. Ao entrar na célula tem a capacidade de interromper a cadeia respiratória através do bloqueio da enzima citocromo oxidase, causando anóxia celular (HODGSON, 2004). O sistema nervoso é um dos primeiros alvos da toxicidade do cianeto devido a sua grande necessidade de energia aeróbia e baixa capacidade anaeróbica (KAMENDULIS et al, 2002). Segundo Manzano (2006), o produto da biotransformação do cianeto, tiocianato, tem a propriedade de competir com o iodo pela proteína transportadora, diminuindo a captação do mesmo na glândula tireóide e conseqüentemente inibindo a produção dos hormônios tireoideanos. A inalação de concentrações suficientes de HCN pode rapidamente causar a morte, característica utilizada nas câmeras de gás para execução (ATSDR, 2006). Uma concentração fatal média para humanos foi estimada em 546 ppm de ácido cianídrico após 10 minutos de exposição, embora muitos casos de morte tenham sido relatados em concentrações mais baixas (ATSDR, 2006).

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A exposição humanos a níveis elevados de HCN causa um breve estágio de estimulação do sistema nervoso central (SNC) seguida de depressão, convulsões, coma e, em alguns casos, morte, enquanto que a exposição a doses não-letais por tempo indeterminado permite a observação de sintomas como tontura, respiração ofegante, entorpecimento e dores de cabeça (ATSDR, 2006). Exposição crônica a baixas doses está relacionada com distúrbios neurológicos e disfunção da glândula tireóide, que já foram citados em estudos epidemiológicos em trabalhadores expostos cronicamente (IPCS, 2006). Esta revisão teve como objetivo elaborar um levantamento das atividades ocupacionais relacionadas com exposição ao ácido cianídrico ou a outros tipos de cianetos, e realizar uma breve análise dos efeitos observados em tal exposição. 2. ATIVIDADES OCUPACIONAIS RELACIONADAS COM EXPOSIÇÃO A CIANETO O cianeto é utilizado em vários segmentos industriais, tais como: extração e refino de metais preciosos (ouro, prata etc.), indústrias metalúrgicas e em eletrodeposição de metais (galvanoplastia), disposição eletrolítica de revestimentos metálicos (cobre, zinco, cádmio etc.), tratamentos térmicos de aços, síntese de produtos químicos inorgânicos e orgânicos, aditivos especiais e fabricação de plásticos (FIGUEREDO & TRAPÉ, 2007). De acordo com Pombo & Dutra (2008), usinas de minérios auríferos utilizam cianeto como agente lixiviante em seu processo. No processo de extração de ouro, o minério é retirado em sua forma bruta da jazida e em seguida é conduzido para sofrer beneficiamento através da lixiviação, etapa em que o ouro é solubilizado através da percolação de solução de cianeto de sódio e então submetido a um filtro de carvão ativado onde fica retido. Calcula-se que na extração de ouro, para cada tonelada de minério, consuma-se 250 gramas de cianeto para dissolução do ouro nele presente (CAHETÉ, 1998). A galvanoplastia, descrita na maioria dos estudos de exposição ocupacional a cianetos, é um processo no qual a finalidade é dar revestimento em peças de metal para proteger as mesmas contra ferrugem e corrosão, mudar a aparência e reduzir a resistência elétrica no contato, ser base para operações de soldagem, fornecer isolamento elétrico e melhorar a resistência ao desgaste abrasivo. De acordo com Burguess (1997), os sais de

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cianeto estão relacionados com os principais riscos químicos existentes na área de galvanoplastia. São utilizados no desengraxe eletrolítico, etapa que antecede a eletrodeposição de metal e faz parte do processo de limpeza para remoção de óleos, graxa e impurezas das peças. A solução cianídrica contida nos banhos de desengraxe forma, com facilidade, gás cianídrico em contato até com o gás carbônico existente no ar atmosférico que, dependendo da concentração, pode ser letal (FIGUEREDO, 2008). Outra atividade que tem sido recentemente apontada como possível fonte de exposição ocupacional a cianetos é o processamento de mandioca. As mandiocas utilizadas na produção de farinha, tapioca e outros derivados, como a Manihot esculenta, Crantz, apresentam elevada toxicidade devido à presença de glicosídeos cianogênicos. Tais compostos, durante o processamento da mandioca, são degradados e liberam ácido cianídrico no ambiente, oferecendo risco aos trabalhadores assim como aos habitantes e população vizinha à indústria. Para a CETESB (2002), não há dúvida com relação aos riscos desta exposição. 3. EFEITOS OBSERVADOS EM ESTUDOS DE EXPOSIÇÃO OCUPACIONAL A CIANETO De acordo com a literatura, as doses necessárias para causar efeitos crônicos são muito menores do que as doses necessárias para causar os sintomas relativos ao SNC, que são típicos de exposições agudas. Dentre os efeitos crônicos mais citados está a alteração da glândula tireóide, sendo que alguns estudos mostram alterações bioquímicas e hematológicas em trabalhadores expostos, porém as evidências são menos consistentes se comparadas com alterações tireoideanas. Os sintomas característicos de efeito sobre SNC como tontura, sonolência e dor de cabeça são citados com freqüência nos estudos de exposição ocupacional a cianetos (GHAWABI et al., 1975; CHANDRA et al., 1980; CHANDRA et al., 1988). Em uma pesquisa, 36 trabalhadores de uma indústria de recuperação de prata foram avaliados quanto à exposição a níveis excessivos de cianeto por meio de exames físicos, estudos laboratoriais e questionários. O único dado quantitativo de concentração de cianeto no ar foi proveniente de uma medida de 24h um dia após a fábrica ter sido fechada, e o valor foi de 17 mg/m3. Os dados do questionário mostraram que durante o período de atividade

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havia uma alta prevalência de sintomas tais como dispnéia, síncope, dor no peito e fadiga, os quais são condizentes com reações tóxicas agudas ao cianeto (BLANC et al., 1985). A interação entre o íon CN- e a enzima citocromo oxidase certamente é o mecanismo envolvido nos efeitos citados acima, pois resulta no bloqueio da cadeia respiratória no interior das células e conseqüente comprometimento das mais diversas funções celulares. Um estudo sobre avaliação da exposição a cianeto e efeito tireoideano foi conduzido em uma indústria de galvanoplastia. Nele, 35 trabalhadores não-fumantes foram submetidos à análise de tiocianato sérico e de hormônios tireoideanos (T3, T4 e TSH), sendo os resultados comparados com um grupo controle. A concentração sérica média de tiocianato (316 µmol/L) foi significativamente (P<0,01) maior no grupo exposto comparado ao grupo controle (90,8 µmol/L). Quanto aos hormônios tireoideanos, foi observada, no grupo exposto, uma diminuição nos níveis de T3 (0,572 µg/L) e T4 (38,1 µg/L) e um aumento nos níveis de TSH (2,91 mU/L) em relação ao grupo controle (T3: 1,11 µg/L; T4: 60,9 µg/L e TSH: 1,2 mU/L. Os autores sugeriram que as alterações nos níveis de hormônios tireoideanos observadas em trabalhadores expostos ocupacionalmente ao cianeto seriam indicativo de função tireoideana prejudicada (BANERJEE KK et al., 1997) . O mecanismo de ação envolvido nesse efeito difere no sentido de que a glândula tireóide é afetada pela presença de tiocianato, o principal metabólito do cianeto. Como citado anteriormente, o tiocianato tem a capacidade de competir com o iodo pela proteína transportadora e, desta forma, reduz a captação do mesmo pela glândula tireóide. Tal mecanismo resulta em uma menor produção de hormônios tireoideanos (T3 e T4), cuja síntese depende de iodo, e consequentemente, a hipófise passa a produzir maior quantidade de TSH como uma tentativa de converter a diminuição de T3 e T4. Efeitos tireoideanos também foram evidenciados em estudos com animais cronicamente expostos a cianetos (ATSDR, 2006). Figueiredo (2008), em sua tese de doutorado, comparou trabalhadoras expostas a cianeto em galvanoplastia com trabalhadoras não expostas, e um dos achados foi maior proporção de distúrbios da tireóide, bronquite e sinusite crônicas no grupo exposto. O autor atribui estes efeitos à exposição a cianeto.

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No estudo de Chandra et al. (1988) foi observado resultado anormal no teste psicológico que avaliou memória tardia, habilidade visual, aprendizado visual e habilidade psicomotora de trabalhadores expostos. Tais resultados podem ser corroborados por estudos experimentais nos quais foram demonstradas alterações histológicas em sistema nervoso após exposição crônica a cianetos com perda neuronal no hipocampo e alterações degenerativas em células ganglionares e em células de Purkinje (ECETOC, 2004). Analisando as funções destas células é possível correlacioná-las com os resultados do estudo acima descrito, pois o hipocampo desempenha papel fundamental na atividade de memória, principalmente aquela de longo prazo; enquanto que as células de Purkinge estão presentes no cerebelo, porção responsável por funções motoras e sensoriais. Anormalidades no metabolismo da vitamina B12 foram observadas por Blanc et al (1985) e citada em outros estudos epidemiológicos e experimentais, porém não estão bem esclarecidas. Sabe-se que uma das vias metabólicas de biotransformação de cianeto ocorre através da ligação com a hidroxicobalamina formando cianohidroxicobalamina (vitamina B12) e, desta forma, alguns autores acreditam que e deficiência nutricional de vitamina B12 esteja relacionada com uma maior sensibilidade ao cianeto. Algumas alterações bioquímicas foram observadas em estudos realizados em indústrias de processamento de mandioca. Okafor et al (2002) observou aumento na atividade da aspartato aminotransferase (AST) e aumento da glicemia em trabalhadores expostos; enquanto que Janagam et al. (2008) observaram aumento significativo nos níveis de colesterol, triglicérides, HDL e VLDL nos trabalhadores expostos em relação ao grupo controle. O cianeto interfere diretamente no metabolismo energético e, desta forma, há grande possibilidade de ocorrência de alterações bioquímicas após exposição aguda ou crônica. Porém, tanto os efeitos quanto a elucidação dos mecanismos envolvidos no surgimento destes, precisam ser confirmados através de estudos experimentais. 4. PREVENÇÃO DA EXPOSIÇÃO OCUPACIONAL Medidas de engenharia de segurança são fundamentais na prevenção da exposição de trabalhadores a agentes químicos e devem ser preconizadas em ambientes de trabalho que ofereçam qualquer risco de exposição. Recomenda-se que os ambientes

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ocupacionais onde haja possibilidade de exposição a ácido cianídrico sejam isolados e com sistema de exaustão local adequado. A utilização dos equipamentos de proteção individual (EPIs) é menos efetiva do que as medidas de controle geral mencionadas acima, devendo ser adotadas como complemento às medidas de engenharia. Tais equipamentos variam de acordo com as características da substância a qual o trabalhador está exposto. No caso do ácido cianídrico, recomenda-se o uso de respirador com filtro apropriado, de peça facial inteira, operado em modo de pressão positiva. A proteção à pele é especialmente importante uma vez que o ácido cianídrico é absorvido facilmente pela via dérmica tanto na forma líquida quanto na forma gasosa. O material mais apropriado para luvas e roupas de proteção deve ser especificado pelo fornecedor. 5. ASPECTOS REGULATÓRIOS E CONCLUSÕES As principais agências internacionais envolvidas em questões de saúde ocupacional e controle de exposição ocupacional a agentes químicos contemplam o ácido cianídrico (HCN) em seus inventários, determinando limites máximos permitidos para presença desta substância na atmosfera do ambiente de trabalho. Tais limites são determinados com base em avaliações do risco que, por sua vez, são feitas através de dados obtidos em testes de toxicidade (NOAEL – No Observed Adverse Effect Level) e dados de exposição ocupacional (NIELSEN & OVREBO, 2008). O quadro 1 apresenta os valores que são os limites máximos de exposição ao ácido cianídrico determinados pelas diferentes agências. Quadro 1 - Limites máximos de exposição a cianeto (em partes por milhão – ppm) Substância

TLV – Ceiling (ACGIH - 2008)

REL – STEL (NIOSH - 2005)

PEL – TWA (OSHA - 2007)

HCN

4,7

Limite de Tolerância (NR-15) 8

Fonte: NATIONAL INSTITUTE OF OCCUPATIONAL SAFETY AND HEALTH. International Chemical Safety Cards.

A notificação “skin” que aparece nos documentos publicados pela maioria das agências regulatórias que contemplam o ácido cianídrico indica que a substância

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presente no ar também oferece risco de absorção dérmica, além da inalatória, o que representa uma dificuldade maior para controle da exposição. O cianeto no ambiente de trabalho pode oferecer risco aos indivíduos ali presentes. Sendo assim, o monitoramento biológico e ambiental é de extrema importância para que medidas de controle de exposição sejam tomadas e a saúde e bem estar dos trabalhadores sejam preservados.

6. REFERÊNCIAS: ATSDR – Agency for Toxic Substances and Disease Registry. US DEPARTMENT OF HEALTH AND HUMAN SERVICES, Toxicological Profile for Cyanide, 2006. AZEVEDO, F.A., CHASIN, A.A.M. As Bases Toxicologicas da Ecotoxicologia. 1 ed. São Carlos: RiMa, 2003 – São Paulo: Intertox, 2003. 340p. [BRASIL] - Ministério do Trabalho e Emprego. NORMA REGULAMENTADORA nº 15. Brasil: Ministério do Trabalho e Previdência, 1994. Disponível em: http://www.mte.gov.br/empregador/segsau/legislacao/normas/conteudo/nr15/default.asp Acesso em: 07/03/2005. BANERJEE KK, BISHAYEE B, MARIMUTHU P (1997) Evaluation of cyanide exposure and its effect on thyroid function of workers in a cable industry. Journal of Occupational Medicine, 39:255– 260. CAHETÉ, F. L. S. . A extração de ouro na Amazônia e suas implicações para o meio ambiente.. Novos Cadernos do Naea, Belém, v. 1, n. 2, p. 134-158, 1998. CHANDRA H, GUPTA BN, BHARGAVA SK, CLERK SH, MAHENDRA PN. Chronic cyanide exposure: a biochemical and industrial hygiene study. J Anal Toxicol. 1980; 4(4):161-5. ECETOC, Hydrogen cyanide, sodium and potassium cyanides and acetone cyanohydrin. Brussels, European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals, in press (ECETOC Joint Assessment of Commodity Chemicals). 2004.

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QUIMIOTERAPIA DO CÂNCER: IMUNOSSUPRESSÃO X IMUNOESTIMULAÇÃO Giovanna Ribeiro-Santos 1 Câncer é o nome dado a um conjunto de mais de 100 doenças que têm em comum o crescimento desordenado (maligno) de células que invadem tecidos e órgãos, com possibilidade de se espalhar para outras regiões do corpo (metástase). Estas células são capazes de se dividir de maneira agressiva e determinar a formação de tumores (acúmulo de células cancerosas) ou neoplasias malignas. Atualmente, tumores primários são tratados pela combinação de terapias e na maior parte dos casos incluem cirurgia, radioterapia local e quimioterapia. Outra estratégia de tratamento complementar menos comumente utilizada é a imunoterapia, a qual pode consistir tanto na estimulação geral quanto específica da resposta imunológica contra a neoplasia.

Mesmo

quando

tumor

foi

aparentemente

totalmente

removido,

micrometástases de células tumorais latentes ou do tumor primário frequentemente levam ao reaparecimento tumoral e ao fracasso da terapia. Tal fato enfatiza a importância de se tentar agregar os benefícios dos tratamentos convencionais com a estimulação imunológica, de modo que o sistema imune possa auxiliar na vigilância sobre células tumorais residuais. O câncer é amplamente considerado como uma doença genética que resulta de alterações em oncogenes, genes supressores de tumor e genes de estabilidade genômica, porém se sabe hoje que o microambiente da célula tumoral, o estroma e a imunidade também desempenham importante papel na doença. Em grande parte das neoplasias avançadas, as células tumorais têm de prevalecer sobre as barreiras intrínsecas (autônomas da célula) e extrínsecas (mediadas pelo sistema imunológico) para o desenvolvimento do câncer. Apenas quando as células tumorais “triunfam” sobre o Biomédica. Doutora em Imunologia Básica e Aplicada – FMRP-USP. Mestre em Patologia – FMB-UNESP. E-mail: giovanna@intertox.com.br

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controle do sistema imunológico é que ocorre a progressão e morte do hospedeiro. De certa forma, isso explica o aumento da incidência de alguns tumores sólidos em pacientes imunossuprimidos, casos de regressão tumoral espontânea e o prognóstico positivo da presença de linfócitos T citotóxicos tumor-específicos, reforçando a idéia de que o sistema imune desempenha um papel crucial na progressão neoplásica. Programas

investigação

drogas

para

terapias

antineoplásicas

têm

negligenciado a possibilidade de que a ação imunológica pode contribuir para a efetividade do tratamento. Por exemplo, desde 1976, o National Cancer Institute, EUA, tem usado um sistema de varredura e validação de drogas no qual células tumorais humanas são xenotransplantadas para camundongos imunodeficientes, ou seja, incapazes de montar uma resposta imunológica completa. Convencionalmente, quimio e imunoterapia são encaradas como estratégias não relacionadas, ou mesmo antagônicas do processo de tratamento, o que contribui para o relativamente baixo número de estudos que investigam a interrelação entre ambas as intervenções. Do mesmo modo, apesar das evidências crescentes da importância da atuação imunológica no sucesso do tratamento contra o câncer, muitos dos procedimentos terapêuticos utilizados hoje em oncologia podem restringir a resposta imunológica contra as células tumorais. Por exemplo, embora seja bem estabelecido em modelos animais que os linfonodos proporcionam um ambiente ótimo para o “priming” de células T, oncologistas cirúrgicos rotineiramente removem o linfonodo drenante do tumor com objetivo de avaliação histológica para estadiamento e remoção de metástases locais. De forma ainda mais importante, muitas drogas quimioterápicas têm efeitos tóxicos sobre o sistema imunológico, comprometendo seu funcionamento e levando a efeitos colaterais de imunossupressão, seja diretamente, por inibição e morte das células efetoras, ou indiretamente, por anergia. Nesse contexto, muitos dos agentes quimioterápicos antineoplásicos utilizados atualmente são também usados como imunossupressores para o tratamento de doenças autoimunes sistêmicas graves. Isso se aplica, dentre outros, à ciclofosfamida e ao metotrexato, os quais impedem a atividade proliferativa/efetora das células T periféricas e aos inibidores da proteína tirosina quinase, que podem afetar a resposta mediada por

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células T. Ainda, os glucocorticóides, prescritos em altas doses aos pacientes com câncer para atenuar náuseas e vômitos associados à quimioterapia, têm a propriedade de desencadear apoptose em linfócitos, constituindo importante componente de coquetéis de drogas usados para doenças linfoproliferativas. A imunossupressão foi o primeiro foco dos imunotoxicologistas, havendo uma extensa lista de drogas e substâncias químicas com potencial imunossupressor. A introdução de drogas imunossupressoras no início da década de 60 e o aumento de seu emprego no tratamento de pacientes transplantados e com doenças autoimunes permitiu que os efeitos imunotóxicos decorrentes de supressão imunológica fossem os mais bem conhecidos. Cabe ressaltar que a maioria das drogas clinicamente utilizadas com objetivos de imunossupressão foi inicialmente desenvolvida com outros intuitos e, em muitos casos, a supressão da resposta imunológica foi um efeito adverso indesejado observado. Especificamente em relação às terapias contra o desenvolvimento do câncer, como comentado anteriormente, vários estudos mostram a contribuição que o sistema imunológico pode ter adicionalmente aos tratamentos convencionais, e algumas linhas já apontam a possibilidade/estratégia de se utilizar drogas imunoestimulantes ao invés de drogas imunossupressoras. Nesse sentido, o sistema imunológico pode ser estimulado de duas formas principais pelas terapias usuais, enquanto algumas abordagens terapêuticas podem induzir uma resposta imune celular específica decorrente da morte imunogênica de células tumorais, outras drogas podem ter o efeito colateral de estimular o sistema imunológico por meio de depleção transiente dos linfócitos, pela subversão de mecanismos imunossupressores ou pela ação estimulatória direta ou indireta sobre elementos efetores da resposta imunológica. Assim, mesmo as drogas convencionais podem contribuir para que uma resposta imune adequada ocorra contra o tumor. Possivelmente, os efeitos imunoadjuvantes de compostos quimioterápicos citotóxicos são decorrentes primariamente da capacidade das células apresentadoras de antígenos (APC) de fagocitar células tumorais mortas, processar e apresentar antígenos tumorais aos linfócitos T naive e/ou de memória central. Desse modo, é esperado que os sinais provindos de células tumorais em situação de estresse ou processo de morte, ou mesmo de células do estroma sob ação de compostos citotóxicos regulem a captura de antígenos, o

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processamento e a apresentação, influenciando assim a maturação de células dendríticas, a coestimulação, a polarização e o tráfego celular. Ao mesmo tempo, células transformadas em estresse podem aumentar a expressão de ligantes estimulatórios para células “natural killer” (NK) ou receptores de morte (apoptose) como Fas (CD95), aumentando sua susceptibilidade à lise por mecanismos efetores da resposta imunológica. Além disso, vários estudos clínicos em diferentes fases de avaliação tem demonstrado resultados bastante promissores da utilização combinada de tratamentos antitumorais convencionais e imunoterapia. Assim, um desafio atual consiste na tentativa de “guiar” o sistema imunológico do hospedeiro para que esse possa controlar qualquer doença residual após aplicação dos tratamentos consagrados. Além disso, espera-se que uma visão holística do combate ao câncer possa deixar de segregar elementos que são parte de um todo como a imunologia de tumores, a genética do câncer e a própria biologia celular, integrando dessa forma, parâmetros referentes ao tumor e ao hospedeiro para permitir a melhor estratégia de combate a tumores. Referências Bibliográficas Descotes J. Importance of immunotoxicity in safety assessment: a medical toxicologist’s perspective. Toxicol Lett; 2004; 149: 103–108. INCA Câncer: Tratamento. Disponível http://www.inca.gov.br/conteudo_view.asp?id=483 . Acesso em: 26/10/2009.

em:

INCA O que é o câncer? Disponível <http://www.inca.gov.br/conteudo_view.asp?id=322>. Acesso em: 26/10/2009.

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Spinardi-Barbisan AL, Kaneno R, Barbisan LF, Camargo JLV, Rodrigues MAM. Chemically induced immunotoxicity in a medium-term multiorgan bioassay for carcinogenesis with Wistar rats. Toxicol Appl Pharmacol 2004; 194: 132– 140. Zitvogel L, Apetoh L, Ghiringhelli F, André F, Tesniere A, Kroemer G. The anticancer immune response: indispensable for therapeutic success? J Clin Invest 2008b;118: 1991-2001. Zitvogel L, Apetoh L, Ghiringhelli F, Kroemer G. Immunological aspects of cancer chemotherapy. Nat Rev Immunol 2008a; 8: 59-73

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CLASSIFICAÇÃO DE PERIGO DE SUBSTÂNCIAS E PRODUTOS PARA O AMBIENTE AQUÁTICO: SISTEMA GHS Marcus E. M. da Matta 1 Fabriciano Pinheiro2

1. INTRODUÇÃO Quando nos referimos aos perigos de um produto químico, estamos referenciando as “propriedades intrínsecas de uma substância perigosa ou de uma situação física de poder provocar danos à saúde humana e ou ao ambiente” (Portugal, 2007). O correto gerenciamento de risco de produtos químicos, dentro e fora do ambiente de trabalho, seja no uso industrial, agrícola ou residencial, pressupõe a adoção inicial de sistemas de classificação de perigo que apresentem critérios quanto à severidade do efeito e utilize elementos de comunicação para expressar este perigo (Matta, 2009). A responsabilidade da indústria para com seus empregados, vizinhos e ambiente, impulsionou a regulamentação da segurança química no mundo, seja devido aos grandes acidentes da história, como Bhopal na Índia, seja devido a evidências epidemiológicas que induzem a necessidade de estabelecimento de doses seguras para exposição ocupacional. Um dos marcos deste processo foi a ratificação da convenção da Organização Internacional do Trabalho (OIT) 170, de 1990, relacionada à gestão segura das substâncias químicas e a recomendação 177 sobre Segurança no Uso de Produtos

Doutorando em Ciências pela Faculdade de Medicina da USP. Especialista em gestão ambiental pela faculdade de Saúde Pública USP. Engenheiro Ambiental pela Faculdade Oswaldo Cruz e Turismólogo UNIBERO. Consultor da Intertox. marcus@intertox.com.br 1

Biomédico, IB-UNESP/Botucatu. Mestre em Toxicologia e Análises Toxicológicas, FCF/USP. Professor de Toxicologia e Biossegurança da Faculdade Oswaldo Cruz/São Paulo. Membro da Comissão de Estudos (CE-10:101.05) do Comitê Brasileiro de Química (CB-10/ABNT) e da Comissão de Estudos (CE-16:400.04) do Comitê Brasileiro de Transportes e Tráfego (CB-16/ABNT). Experiência na ministração de palestras e treinamentos relacionados a FISPQ e Fichas de Emergência. Coordenador de Segurança Química e Consultor toxicologista – Intertox. 2

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Químicos no Trabalho. Neste documento ficou estabelecida a necessidade dos Países ou organizações de estabelecerem para as pessoas que utilizam substâncias químicas a aplicação de um sistema de comunicação de Perigos por meio de Fichas de Informações de Segurança de Produto Químico (FISPQ) e rótulos (Pinheiro, 2009; Zacarias et al, 2009). Nos Estados Unidos, foram estabelecidos diferentes critérios de classificação e comunicação de perigo, a depender da finalidade. Para o trabalhador na indústria o sistema adotado é o OSHA-HCS (Occupational Safety and Health Administration - Hazard Communication Standard); para agroquímicos, EPA-FIFRA (Environmental Protection Agency - Federal Insecticide, Fungicide and Rodenticide Act), para o transporte, DOTFMCSR (U.S. Department of Transportation - Federal Motor Carriers Safty Regulations), entre tantos outros sistemas, como o adotado no Canadá e União Européia. Esses sistemas de classificação divergem entre si, podendo um produto ser considerado inflamável e tóxico no país que é produzido e não ser classificado como perigoso para o qual é exportado (ABIQUIM, 2005). Essa aparente “torre de Babel” de sistemas de classificação, gerada pela produção individualizada de critérios, se tornou um problema para o comércio internacional, bem como para a segurança das populações, já que a segurança química de produtos com a mesma periculosidade, resta gerenciada por meio de rótulos e informações distintas. Visando à harmonização desses critérios, a Conferência das Nações Unidas sobre o Meio Ambiente e Desenvolvimento (UNCED – RIO 92), que teve como resultado a ratificação de uma agenda mundial de objetivos e metas objetivando a sustentabilidade global no século XXI, conhecida como agenda 21, estabeleceu no capítulo 19 “Manejo ecologicamente saudável das substâncias químicas tóxicas, incluída a prevenção do tráfico internacional ilegal dos produtos tóxicos e perigosos” item B - Harmonizar a classificação e rotulagem de produtos químicos. O Sistema do GHS (Global Harmonized System) preconiza a classificação de perigos físico-químicos, ao ambiente aquático e à saúde humana, bem como harmoniza as informações que devem constar nos rótulos e FISPQs por meio de pictogramas e frases de atenção (ONE, 2007a). O Brasil lançou a primeira versão da norma ABNT 14725, em 2001,

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aceitando qualquer sistema de classificação de perigos. Desde 2002 vem sendo discutida a implantação do GHS no Brasil e no mundo e recentemente, em agosto de 2009, foi publicada a revisão da norma ABNT 14725 Parte 2, que incorpora o GHS como sistema nacional de classificação de perigo de produtos químicos. Desta maneira, esse informe tem como objetivo apresentar a classificação de perigo de substâncias e produtos químicos para o ambiente aquático.

2. PERIGO AO AMBIENTE AQUÁTICO O GHS estabelece critérios de classificação de perigo ao ambiente aquático, diferenciando em efeito agudo e crônico, que são embasados em evidências ecotoxicológicas e propriedades físico-químicas dos produtos químicos. Devido à diferença de sensibilidade dos organismos aquáticos ao agente químico, a avaliação da ecotoxicidade é embasada em múltiplas linhas de evidência, representadas por testes em organismos representativos de diferentes níveis tróficos, possibilitando uma caracterização completa da periculosidade de uma amostra (Chapman, 2007). No sistema do GHS, o perigo agudo para o ambiente aquático considera o resultado de testes ecotoxicológicos em três níveis tróficos: algas ou plantas aquáticas (produtores primário),

crustáceos

(consumidor

primário)

peixe

(consumidor

secundário),

respectivamente os endpoint preconizados são: CEr50 72h ou 96h (OECD Test Guideline 201), CE50 48h (OECD Test Guideline 202) e CE50 96h (OECD Test Guideline 203). Esses resultados expressos em concentração de 50% de efeito (mg/L) são considerados de forma independente, ou seja, apenas a dose mais restritiva, e segura para os três níveis tróficos, será considerada no enquadramento em três categorias que representam a severidade do produto: •

Categoria 1: CE(r)50 ≤ 1

•

Categoria 2: 1 < CE(r)50 ≤ 10

•

Categoria 3: 10 < CE(r)50 ≤ 100

•

Não classificado: CE(r)50 > 100.

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Para a realização desta classificação, no que concerne a substâncias simples e misturas, é preconizado o uso de dados experimentais obtidos com os mencionados protocolos OECD ou em protocolos semelhantes ABNT. Porém, quando esses dados não estiverem disponíveis, para substâncias simples pode-se utilizar de estudo de Relação Quantitativa Estrutura Atividade (QSAR) (ONU, 2007), a ser conduzido e julgado por especialistas da área (INTERTOX, 2009). No caso de misturas, quando apenas a ecotoxicidade dos ingredientes forem conhecidas, o GHS permite a extrapolação da classificação pela somatória dos ingredientes de cada categoria de severidade. Diversos estudos indicam que a adição de duas substâncias não significa necessariamente que o efeito medido separadamente será somado ou ponderado, pode ocorrer efeito antagônico (redução), aditivo (soma) ou sinérgico (potencialização) (Zagatto, Bertoletti, 2006). Para contornar essa questão, a extrapolação da classificação no GHS é conservadora (Quadro 1), sendo muitas vezes mais interessante medir experimentalmente o efeito da mistura, obtendo dados para classificação direta do perigo nos critérios do sistema, corrigindo uma possível adoção de medidas de controle excessiva para gerenciar o perigo do produto químico.

Quadro 1 – Classificação de toxicidade aguda de uma mistura, baseada na soma da concentração dos ingredientes classificados Soma da concentração dos ingredientes

Classificação da mistura

Aguda 1 x M ª > 25 %

Aguda 1

(M x 10 x aguda 1) + aguda 2 > 25 %

Aguda 2

(M x 100 x aguda 1) + (10 x aguda 2) + aguda 3 > 25 %

Aguda 3

ª O Fator M é um fator multiplicativo na base 10 . Fonte: ABNT NBR 14725-2:2009 Caso um ingrediente da mistura tenha um toxicidade muito elevada, ou seja, a dose de efeito seja muito menor que 0,1 mg/L, mesmo uma pequena concentração do

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ingrediente na mistura pode influenciar significativamente na toxicidade, portanto nesses casos o fator M é considerado no cálculo da extrapolação (Quadro 2). Quadro 2 – Fatores multiplicativos para ingrediente altamente tóxicos (categoria 1) em misturas Valor de CL50 ou CE50 mg/L

Fator multiplicativo (M)

0,1 < c ≤ 1

0,01 < c ≤ 0,1

0,001 < c ≤ 0,01

100

0,0001 < c ≤ 0,001

1000

0,00001 < c ≤ 0,0001

10000

Fonte: ABNT NBR 14725-2:2009 A classificação de perigo crônico para o ambiente aquático pelo sistema GHS, pode enquadrar uma substância ou mistura em 4 classes de severidade. As

classes

contemplam os mesmos testes e faixas de toxicidade aplicadas ao perigo agudo (quadro 1), adicionando neste caso as evidências físico-químicas. A tríade que confere as características de periculosidade crônica a uma substância é: persistência, fator de bioconcentração (BCF) e toxicidade. O potencial de degradabilidade é uma das principais propriedades intrínsecas de uma substância que pode conferir perigo ao ambiente aquático. A não-degradabilidade de uma substância indica sua persistência no ambiente, podendo assim provocar efeito adversos à biota devido à exposição prolongada, enquanto que as substâncias degradáveis serão removidas no tratamento de esgoto ou naturalmente no próprio ambiente (ONU, 2007b). O termo degradação está relacionado com a decomposição da matéria orgânica em moléculas menores, portanto essa avaliação não faz sentido para compostos inorgânicos. A degradabilidade de uma substância está vinculada, em parte, com a estrutura da molécula, mas também é influenciada pelas características do ambiente, como

potencial

redox,

pH,

presença

microorganismos

decompositores,

concentração da substância, ocorrência de outros substratos, temperatura, entre outros.

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principal

método

para

estabelecer

degradabilidade

teste

biodegradabilidade imediata da OCDE guideline 301-D, de 1992. O anexo 9 do GHS apresenta limitações e critérios para estudo deste parâmetro, que em último caso pode ser avaliado por modelo QSAR. Fator de bioconcentração (BCF) é o termo utilizado para quantificar a tendência de um composto se concentrar em organismos aquáticos e representa a razão entre a concentração do composto no organismo e sua concentração na água em estado de equilíbrio (Burantini, Brandelli, 2006). Esse fator pode ser estimado pela constante de absorção (K1) e pela constante de eliminação (K2). O método utilizado para determinar esse fator é o OCDE 305, de 1996. Geralmente, a capacidade da substância de se bioconcentrar está associada com a lipofilidade da mesma, assim substância com menor solubilidade em água tende a ser bioacumulativa (ONU, 2007b). No sistema de classificação do GHS as substâncias com BCF ≥ 500 são consideradas bioacumulativas, na ausência deste dado pode ser utilizado o Log de Kow (coeficiente de partição n-octanol/água), quando o Log de Kow for ≥ 4, a substância será considerada bioacumulativa (ONU, 2007a). Quando uma dessas duas propriedades intrínsecas é conferida a substância química, não-degradabilidade e/ou bioconcentração, ela passa em função da toxicidade a ser enquadrada nas categorias de perigo crônico de 1 a 3. Caso a toxicidade obtida pela concentração de 50% de efeito enquadre a substância como não classificada, e a substância tenha baixa solubilidade em água e seja persistente e bioacumulativa, ela passa a ser classificada na categoria 4, a menos que as evidências de toxicidade mostrem que baixas concentrações da substância não causem efeito adverso aos organismos. Essa evidência toxicológica é avaliada pela realização de teste de toxicidade crônico com peixe ou crustáceo, pela determinação do NOEC (concentração em que não se observa nenhum efeito). Caso o NOEC seja > que 1 mg/L, a substância não será enquadrada em nenhuma categoria de perigo crônico. A classificação de perigo crônico é realizada para substâncias simples ou para ingredientes da mistura. A classificação é extrapolada para o produto químico adotando a

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adição da concentração dos ingredientes enquadrados na mesma categoria (quadro 3), no qual também se aplica o mesmo fator M apresentado para perigo agudo (quadro 2). Quadro 3 - Classificação de toxicidade crônica de uma mistura, baseada na soma da concentração dos ingredientes classificados Soma dos ingredientes

Classificação da mistura

Crônica 1 x Ma > 25 %

Crônica 1

(M x 10 x crônica 1) + crônica 2 > 25 %

Crônica 2

(M x 100 x crônica 1) + (10 x crônica 2) + crônica 3 > 25 % Crônica 1 + crônica 2 + crônica 3 + crônica 4 > 25 %

Crônica 3

Crônica 4

ª O Fator M é um fator multiplicativo na base 10 (ver 6.3.8). Fonte: ABNT 14725-2:2009 Os critérios apresentados neste informe representam o fluxograma mais usual para a classificação de perigo ao ambiente aquático, usando o sistema GHS. No caso de misturas, dependendo da disponibilidade de dados, pode-se aplicar outros princípios como o da ponte e da diluição.

3. CONCLUSÃO A classificação de perigo ao ambiente aquático abrange o conhecimento da toxicidade aguda e crônica para os organismos da biota e o entendimento do comportamento ambiental da substância. O sistema permite a extrapolação da classificação de substâncias simples para misturas. Os dados sobre a substância podem ser obtidos por experimentação, revisão bibliográfica e, em alguns casos, com QSAR. A classificação de perigos pelo GHS abrange varias áreas do conhecimento e necessita de julgamento de especialista para tomada de decisão.

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4. Referências bibliográficas [ABIQUIM] Associação Brasileira da Indústria Química. Departamento de Assuntos Técnicos. O que é o GHS? Sistema harmonizado globalmente para a classificação e rotulagem de produtos químicos. São Paulo: ABIQUIM/DETEC, 2005. 69p.

[ABNT] Associação Brasileira de Normas Técnicas. Produtos químicos – Informações sobre segurança, saúde e meio ambiente. Parte 2: Sistema de classificação de perigo. NBR 14725:2009 Parte 2. BURANTINI S V; BRANDELLI, A. Bioacumulação In ZAGATTO, P. A.; BERTOLETTI, E. Ecotoxicologia Aquática Princípios e Aplicações. São Carlos: Rima Editora, 2006. Chapman, P. M. Determining when contamination is pollution -- Weight of evidence determinations for sediments and effluents. Environment International 33(4): 492-501, 2007. INTERTOX. TOXICOLOGIA DE NOVAS SUBSTÂNCIAS QUÍMICAS (Relação Quantitativa Estrutura Atividade). Serviços – Segurança Química. Disponível em http://www.intertox.com.br/index.php?option=com_content&view=article&id=180&Itemid= 141&lang=br acessado em outubro de 2009. MATTA, Marcus E M. Índices de periculosidade: orientação para identificação de perigo de substâncias químicas. RevInter - Revista Intertox de Toxicologia, Risco Ambiental e Sociedade, v.2, n.1, p. 63-69, 2009. [MTE] Ministério do Trabalho e Emprego. Convenções. Convenção 170 Produtos químicos. Disponível em http://www.mte.gov.br/legislacao/convencoes/cv_170.asp, acessado em outubro de 2009. [ONU] United Nations. Globally Harmonized System of Classification and Labelling of Chemicals (GHS). Part 4 – Environmental hazards, Ginebra, 2007a. Disponível em http://www.unece.org/trans/danger/publi/ghs/ghs_rev01/English/04e_part4.pdf Acessado em agosto de 2009. [ONU] United Nations. Globally Harmonized System of Classification and Labelling of Chemicals (GHS). Guidance on hazards to the aquatic environment, Ginebra, 2007b. Disponível em http://www.unece.org/trans/danger/publi/ghs/ghs_rev01/English/13e_annex9.pdf Acessado em agosto de 2009.

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PINHEIRO, F. FISPQ e responsabilidade social das empresas. Revinter – Revta. Intertox de Toxicologia, Risco Ambiental e Sociedade, v. 2, n. 1, p. 117-120, 2009. Disponível em http://www.intertox.com.br/documentos/v2n1/rev-v02-n01-08.pdf acesso em outubro/2009. [PORTUGAL]. Decreto-Lei 254/2007 de 12.07, que estabelece o regime de prevenção de acidentes graves que envolvam substâncias perigosas e de limitação das suas consequências para o homem e o ambiente, transpondo para a ordem jurídica interna a Directiva n.º 2003/105/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 16 de Dezembro, que altera a Directiva n.º 96/82/CE, do Conselho, de 9 de Dezembro, relativa ao controlo dos perigos associados a acidentes graves que envolvam substâncias perigosas (DR 133, 2007, I Série. Disponível em http://diario.vlex.pt/vid/decreto-lei-maio-33237278 acessado em outubro de 2009. ZACARIAS, C. H.; SANTOS, P. E. A importância da FISPQ no processo de gerenciamento de risco químico – uma visão crítica e conceitual. Revinter – Revta. Intertox de Toxicologia, Risco Ambiental e Sociedade, v.2, n.2, p. 29-42 2009. Disponível em http://www.intertox.com.br/documentos/v2n2/rev-v02-n02-03.pdf acesso em outubro/2009. ZAGATTO, P. A.; BERTOLETTI, E. Ecotoxicologia Aquática Princípios e Aplicações. São Carlos: Rima Editora, 2006.

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TOXICOLOGIA – A CIÊNCIA DOS LIMITES E O LIMITE DA CIÊNCIA Fausto A. de Azevedo1

A ciência é a busca do conhecimento, seja pela nossa inata condição de curiosidade, o que tem movido a humanidade, seja, depois, já em tempos mais próximos, pela estratégia utilitarista de gerar bens, proveitos, serviços, vantagens, enfim, qualidade de vida. O cientista é sempre um apaixonado e o desconhecimento significa para ele uma alegria, porque é a oportunidade, o desafio. Portanto, para o cientista não pode haver saber revelado, o que lhe seria altamente tedioso. Mas o processo de obtenção do conhecimento, que após o advento de talentos como Galileu, Hume, Descartes, dentre outros, consolidou-se no método científico, com seus rigores e seus ritos, nem sempre foi metódico ou metodológico... Por exemplo, muito antes de haver sido criado e então aperfeiçoado tal método, a humanidade, em diferentes tempos e regiões, já possuía uma boa sabedoria do que comer e do que não comer: o que era conveniente para se comer transformava-se no alimento e o que não o era resultava no veneno. Alimento versus veneno seguramente foi a primeira de todas as dialéticas... e o juiz dessa contenda, para edificação de uma síntese, foi a Toxicologia, embora num plano potencial apenas, ainda muito distante de ocorrer como tal. Aprendeu o ser humano o que comer pelo custoso caminho de sua saúde e de sua morte. Testando e observando em si e nos à sua volta ele foi classificando os materiais de

Farmacêutico-Bioquímico (USP), Mestre em Toxicologia (USP) e Especialista em Saúde Pública (USP). Atuou como Farmacêutico-Bioquímico Toxicólogo da CETESB (São Paulo) e Gerente Técnico do Centro de Recursos Ambientais – CRA (Bahia). Foi Presidente do Centro de Pesquisas e Desenvolvimento – CEPED (Bahia), Subsecretário do Planejamento, Ciência e Tecnologia do Estado da Bahia, Diretor Geral do Centro de Recursos Ambientais – CRA, Superintendente de Planejamento Estratégico (SEPLAN – Bahia) e Assessor Técnico da Comissão de Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável – CMADS (Câmara Federal - Brasília). É consultor em Meio Ambiente e autor de livros e artigos em Toxicologia e Meio Ambiente. E-mail: azevedo.fausto@gmail.com 1

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origem vegetal (a maior parte) e animal, rotulando-os mentalmente de seguros e inseguros. Hoje, tanto tempo trancorrido, com os requintes científicos e tecnológicos do presente, fazemos exatamente o mesmo! O fato é que, por um longo caminho, que pertenceu também ao desenvolvimento geral das demais ciências da química e da saúde, chegamos à atual Toxicologia, a qual na compreensão abalizada de Ted Loomis “(…) is approached as the study of the effects of chemicals on biologic systems, with emphasis on the mechanisms of harmfull effects of chemicals and the conditions under which harmfull effects occur.”2 E esse estudo dos efeitos perigosos de agentes tóxicos sobre sistemas biológicos, bem caracterizadas as condições específicas de exposição e o tipo de ser vivo exposto, tem adquirido, no passar dos anos, uma variada gama de aplicações e de interesses, o que se confunde e mutuamente influencia as próprias áreas de evolução da Toxicologia. Esta ciência original, mercê da amplidão do desenvolvimento químico e econômico da humanidade, segmentou-se em muitos campos distintos e, também, diferentes formas de realização, a tal ponto de agora podermos falar em ciências toxicológicas, especialidades diversas conforme suas óticas e protocolos, mas todas com a genealogia comum daquele estudo dos efeitos tóxicos (isto é, da intoxicação), consoante os ditames das relações doseefeito e dose-resposta. Ora, tais relações constituem o coração da moderna Toxicologia, e derivam, de um lado, dos cuidadosos protocolos experimentais e/ou epidemiológicos e, de outra parte, da parafernália de considerações matemáticas e estatísticas possíveis e aplicáveis. A nossa velha Toxicologia, que, como dizíamos de início, começou nas mais primevas eras, da pacienciosa observação diária, caso a caso, pelo hominídeo ancestral daquilo que ele podia ou não comer, tornou-se, milênios depois, talvez a mais matematizada das ciências após a própria família das matemáticas, como a física, a astronomia, as engenharias... Loomis, Ted A., Hayes, A. Wallace. (ed.) Loomis's essentials of toxicology. 4th ed. Academic Press, London, 1996, 282 p. A citação está no Capítulo 1: Introdução, Escopo e Princípios, p. 3. Esse livro de Loomis e Hayes talvez seja um dos mais competentes e agradáveis de toda a literatura toxicológica. 2

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Nossa Toxicologia fez, assim, por merecer o dístico de “Ciência dos Limites”, o limite entendido como o grau máximo de exposição a que um ser vivo pode se submeter sem que disso decorra, salvo melhor juízo, prejuízo para sua saúde... O melhor juízo fica por conta do permanente e revisor avanço dos conhecimentos científicos toxicológicos que tanto e tanto têm derrubado limites até então assumidos como seguros. E a grande questão lançada por esse perito domínio estabelecido pelo estudo das relações dose-efeito e dose-resposta para um determinado agente tóxico, frente a uma espécie (a humana, por exemplo) e numa escala pré-determinada de doses, é que podem ser estabelecidos critérios de aceitabilidade ou tolerância à exposição. Mas isso não é bom?, indagaria precipitadamente o estudante interessado, mas afoito. Depende: pode ou não ser. Explica-se. Se conhecemos todo o vasto espectro da evolução da severidade de um efeito nocivo principal de um dado agente químico, à medida que as doses de exposição a ele vão aumentando para aquele indivíduo ou espécie, isto é bom na medida em que esclarece a fenomenologia da exposição-intoxicação, em todas as suas fases, ajuda a decifrar o mecanismo de ação do agente, postula as possibilidades de reversão da intoxicação e sinaliza o ponto de não-retorno. No entanto, e aí começa a questionar a filosofia em termos éticos e morais, a mesma tomografia computadorizada das relações dose-efeito e dose-resposta, vale dizer, o conhecimento da melhor toxicologia disponível para um dado agente químico (uma importante substância de uso industrial, por exemplo, porém de não desprezível toxicidade), pode ensejar o interesse de uso de tal conhecimento para que, sob um discurso sedutor e capcioso de segurança, se vá ao limite da exposição humana unicamente para que sejam garantidos certos processos industriais e os ganhos econômicos conseqüentes a ele atrelados. A aplicação do conhecimento toxicológico para um tal propósito, ainda que travestida dos mais circunspectos discursos, não nos engana e só pode ser rotulada de aética e imoral. Equivalentemente à ecologia rasa, que se ocupa apenas da limpeza no fim de tubos da produção, desapegando-se de qualquer mínimo valor intrínseco da natureza, como propugna a ecologia profunda, essa toxicologia seria também rasa e não merecedora da tradição superior da Toxicologia de Orfila.

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Nesse ponto então deixamos a “Ciência dos Limites” e passamos a nos inquietar com o limite da ciência. Afinal, a ciência está ou não a serviço de alguém ou de algum interesse? Aliás, essa preocupação com os limites da Ciência, sob várias conotações, tem sido comum entre os pensadores, a exemplo do que se pode constatar com o livro Impossibilidade - Os Limites da Ciência e a Ciência dos Limites3, do físico teórico, matemático e cosmólogo John David Barrow. Invocamos esta obra nesse ponto para, ao lado das preocupações de cunho filosófico de Barrow quanto à natureza do impossível, acrescentarmos um impossível de cunho moral, qual seja, o de que não se pode submeter a risco a integridade de pessoas, trabalhadores ou consumidores, ainda que sob algum pálido (porque mutável) conhecimento toxicológico em prol da sustentação das estruturas do capitalismo. Consideremos o que nos diz o professor de políticas públicas na Goldman School of Public Policy, da Universidade da Califórnia, Berkeley, e ex-secretário do Trabalho do governo Clinton, Robert Reich, em seu livro Supercapitalismo4. Na obra, o autor revela por quais caminhos o capitalismo democrático que um dia existiu metamorfoseou-se no Supercapitalismo com suas, até aqui, conseqüências danosas para o meio ambiente, os trabalhadores e as sociedades, sem que estes estejam propriamente isentos. Um dos motores imperiosos desse processo parece ter sido a passagem dos cidadãos para a condição simultânea de investidores (organizados principalmente em grandes fundos de investimentos) e de consumidores com grande poder de barganha (porque organizados em grandes e poderosas empresas de compra e venda, como o Wal Mart, tão citado por Reich). Nós todos que pertencemos hoje a essa categoria de cidadãos, se, de fato nos preocupamos com questões como aquecimento global, ética nas relações, direitos pessoais, etc., também de fato nos inquietamos com o ganho de nossas aplicações (expectando sempre mais, se possível) e com os preços do que compramos (esperando-os Barrow, John D. Impossibility - Limits of Science and the Science of Limits. Vintage, 2005. 304 p. 3

Reich, Robert B. Supercapitalismo – Como o capitalismo tem transformado os negócios, a

democracia e o cotidiano. Rio de Janeiro, Elsevier, 2008. 266 p.

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sempre menores, independentemente da forma de produção e do tipo de mão de obra empregada). Essa é a grande contradição dos dias presentes, e que, por exemplo, dentre outros novos e marcantes aspectos, justifica a decisão dos Conselhos de Administração dos grandes grupos pela contratação de CEOs com salários astronômicos: eles têm que satisfazer, de qualquer maneira, o apetite dos investidores consumidores (que somos nós também). Na página 117 de Supercapitalismo Reich adverte: Nossas duas personalidades também se manifestam em relação às outras consequências do capitalismo moderno – seus efeitos sobre o meio ambiente, sobre nossas comunidades e sobre a moralidade em geral. Três ou quatro décadas atrás, o capitalismo democrático protegia essas três áreas. Novas leis resguardavam o meio ambiente; as empresas ainda não eram pressionadas financeiramente para abandonar suas cidades de origem; códigos de conduta regulavam o que podia ser dito ou feito na televisão, no rádio e no cinema; e a obscenidade era ilegal. Porém, desde então, os consumidores e os investidores, imbuídos de novos poderes, passaram a ter acesso a transações muito mais atraentes.” Mais adiante, na página 161 da obra em citação, Robert Reich prossegue: “A tomada do controle da política pelas empresas também afeta a maneira como o público compreende as questões do dia. Parte da tarefa dos lobistas consiste em comprovar a grande sabedoria de seus pontos de vista, o que geralmente envolve o trabalho de economistas, de analistas políticos e outros coletores de dados e processadores de números, assim como de manipuladores de palavras e de redatores profissionais, capazes de demonstrar a razoabilidade de quase qualquer decisão. Os legisladores precisam justificar suas decisões – se não diretamente ao grande público, pelo menos à mídia cética, sensível a recompensas imediatas. Os reguladores devem convencer juízes de que não agiram com arbitrariedade. Como todas as facções nesses embates necessitam desenvolver o melhor argumento possível, gastam-se grandes quantias para contratar especialistas capazes de desenvolver raciocínios que talvez saibam serem apenas meias-verdades e, em

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certos casos, até farsas deslavadas. O resultado é uma

forma mais ampla de

corrupção – a depravação do conhecimento.” (O grifo é por nossa conta.) Eis aí o ponto nevrálgico: depravar o conhecimento. Ele se deprava quando o ator (stakeholder) valoriza mais aquilo que quer obter, o objeto de desejo de seu grupo, do que a verdade supostamente contida no dito conhecimento. E isso é, autentica e filosoficamente, um comportamento maquiavélico. Estará meu bondoso leitor julgando que a essa altura me desviei irrecuperavelmente da Toxicologia. Não. Ocorre que como na definição de um limite de segurança sempre está presente um componente subjetivo, ético-moral, por mais que a ciência toxicológica, como ciência, seja também e momento histórico e às pressões que sofro, mormente quando nas pressões está incluso meu salário. No atual supercapitalismo onipresente, em que por trás dos governos nacionais estão as poderosíssimas empresas multi e/ou transnacionais, e por trás delas os fundos de investimentos e as grandes redes compradoras-vendedoras, e por trás destes nós outros, os investidores-consumidores, e adiante de tudo isso os especialistas, de discurso afiado para o que quer que seja, inclusive para a mitigação teórico-social da toxicidade de agentes químicos, com a elevação do grau de tolerância por parte dos ecossistemas e da saúde humana, estar com os dois olhos bem abertos para a verdadeira verdade toxicológica é uma exigência que precisa ser cumprida pelos racionais independentes e de boa fé. É sob tal linha que foi proposto o título para essa Opinião: a Ciência dos Limites, como poeticamente foi chamada a Toxicologia, numa retórica poderosa, demonstrativa de a quanto pode ir o conhecimento científico específico no descortinamento da intimidade do fenômeno toxicológico, traduzindo-o em números, estimativas e margens de desvio, que ensejam, sim, ter uma finalidade nobre, não pode e não deve se colocar no limiar para o questionamento da integridade de seus princípios e práticas, quase esbarrando em se confrontar com a sentença imperativa de que há, deveras, um limite para a ciência, no plano moral, que é o de jamais falsear informações, distorcê-las ainda que levemente e com sutil inteligência, com o propósito de auferir benefícios e lucros para um determinado grupo ou iniciativa. A propósito, vale, mais uma vez, lermos Reich, como ele mesmo afirma na página 162 do mencionado Supercapitalismo:

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“Entre as décadas de 1970 e 1990, mais especialistas deixaram de lado a integridade, porque, no meio-tempo, a competição se intensificou, os interesses em jogo aumentaram e seus lobistas se dispuseram a pagar muito mais aos especialistas. Escrúpulos, como outras mercadorias comercializáveis, sempre estão à venda, desde que concorde quanto ao preço.” Na página seguinte, 163, o próprio Reich nos fornece uma pista quanto ao modus operandis, e muito capaz, dos pseudo-cientistas ou falsos defensores do saber. Escreve o autor: “Geralmente, basta lançar dúvida sobre fato estabelecido, abrindo caminho para alegações de empresas ou setores do tipo ‘os especialistas discordam entre si’ ou ‘trava-se debate acirrado sobre a questão’, razão por que qualquer ação pública queira ser objetiva, posto que quando proponho e assumo um limite estou, indireta e implicitamente, aceitando um grau de risco, e risco é consideração moral, eu, o cientista, não consigo ser absolutamente isento e impermeável a meu (ou iniciativa de adversários à guisa de ação pública) deve aguardar ‘até que se disponha de provas’. A indústria de alimentos financiou um esquadrão de especialistas para desbancar pesquisas demonstrando que a obesidade infantil acarreta problemas de saúde na idade adulta e que alimentos açucarados e gordurosos têm relação direta com o aumento de peso. Não é necessário que as pesquisas patrocinadas pelas partes interessadas demonstrem o contrário; basta que levantem dúvidas suficientes para que o legislador ou regulador disposto a aliar-se com a indústria de alimentos possa alegar com credibilidade não estar convencido da capacidade probatória das pesquisas realizada pela parte adversária.” (Grifo nosso.) Essa situação, por exemplo, nos faz de imediato lembrar, às vésperas que estamos da importantíssima reunião de Copenhague quanto ao clima planetário, o porquê de o Congresso americano ainda ser tão arredio quanto à assinatura norte-americana ao protocolo de Kioto, e como lobistas têm se associado em organizações de bons orçamentos para demonstrar que o aquecimento global não é tão sinistro quanto se tem apregoado.

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Por fim, Reich ameniza sua análise crítica ao refletir, na página 164: “Não se está sugerindo que esses professores – ou, de resto, quaisquer especialistas – se considerem beneficiários de propinas que comprometem sua integridade profissional. Mas os seres humanos são extremamente habilidosos em racionalizar situações incômodas, sob a forma de esquemas confortáveis. O dinheiro contribui para o desenvolvimento de estruturas mentais generosas, propensas a ignorar provas que poderiam suscitar dúvidas em especialistas que não estejam embotados por contratos de consultoria.” E na página 166 da multicitada obra ele, mais uma vez, alfineta: “A guerra entre ‘orgânicos’ poderia ser vista como um embate entre diferentes grupos de consumidores e investidores, alguns preferindo critérios rigorosos e outros optando por padrões menos severos. Porém, não se incluiu no debate a preocupação de muita gente quanto aos efeitos dos pesticidas e dos produtos sintéticos sobre o meio ambiente e a saúde pública. Para muitos cidadãos, seria mais adequado debater a respeito dos meios pelos quais a sociedade desenvolverá e protegerá a cadeia alimentar, em vez de limitar a discussão a critérios de rotulagem.” Bem a caráter, no parágrafo acima de Reich encontramos vários elementos fulcrais de nossa toxicologia: critérios, padrões, efeitos, rotulagem. Pertence à alma toxicológica a eleição dos critérios de avaliação da toxicidade. Se tais critérios não são representativos, precisos e exatos, não descreverão a contento o processo toxicológico, a intoxicação. Só quando a avaliação da toxicidade, por meio de critérios adequados e definitivos, é satisfatoriamente realizada e conhecida pode-se, com base no manejo das curvas de dose-efeito e dose-resposta, chegar à proposição de padrões e de limites, entendidos em sua inteireza os efeitos decorrentes de cada exposição característica ao agente tóxico. E se, finalmente, sabemos tudo isso, podemos, então, sugerir o uso confortável de substâncias químicas, seu manejo seguro integral, o que passa também por um sistema competente e universal de rotulagem. Por conclusão, fica o alerta de que nem sempre a ciência é feita com intenções isentas, ainda que nos sirvamos de esquemas mentais propícios a facilitarem nossa visão do

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certo que nos interessa. A Toxicologia é feita por homens e mulheres e, portanto, não pode escapar das armadilhas que fazem parte da condição humana de nem sempre lutar escrupulosamente por seus desejos. Destarte, a Ciência dos Limites terá sempre que se ajustar ao limite da ciência, o qual é definido por referências éticas e morais de verdade, honestidade, transparência, isenção e neutralidade.

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TRANSPOSIÇÃO DO RIO SÃO FRANCISCO: UMA AVALIAÇÃO Sylvio de Queirós Mattoso, DSc1

As informações sobre a agropecuária do semi-árido do Nordeste são pouco compreendidas pelos brasileiros em geral, além de serem divulgadas de modo inadequado, o que pode interferir no equacionamento e solução dos problemas que afetam o semi-árido. Existem informações que podem ajudar a planejar, criar e executar um bom programa de ações e de assistência à população para a convivência com a seca e, desse modo, atingir-se um nível de desenvolvimento possível e compatível com as aspirações, não só do povo da região, mas do Brasil como um todo. Durante trinta anos trabalhei em prospecção mineral no semi-árido do Nordeste do Brasil, abrangendo os estados de Ceará, Rio Grande do Norte, Paraíba, Pernambuco, Sergipe e Bahia. Avaliando o que ouvi em conversas com os trabalhadores do campo, acrescidas de minhas observações pessoais, adquiri uma boa compreensão dos problemas relacionados com o clima da região, que me apresso em compartilhar com o leitor. Normalmente os trabalhadores em agricultura ou criação de gado (vacum, ovino e caprino) no Nordeste, não tinham propriedade da terra, o que talvez persista até hoje. Trabalhavam em „posses‟, e parte da produção era dividida com o proprietário. Nessas conversas recebi informações muito valiosas que devem ser necessariamente consideradas quando se planeja e se proporciona assistência à população afetada pelo clima seco do Nordeste.

Engenheiro de minas e metalurgista, EPUSP1953

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Informações básicas sobre a natureza do clima no semi-árido do Nordeste Mesmo quando a quantidade de chuva parece ser suficiente no Nordeste, com 650mm de precipitação anual e até mais, algumas características da distribuição das chuvas podem criar problemas para o agricultor e o pequeno criador, e portanto para a economia regional em geral: (a) quando as chuvas caem concentradas num período curto de tempo, e são intensas, enchem os açudes, o gado é beneficiado, mas não permitem o desenvolvimento da agricultura, com o agravante de inexistirem obras nem meios de distribuir a água dos açudes existentes para a irrigação, mesmo em um pequeno pedaço de terra; (b) quando as chuvas são fracas, porém bem distribuídas ao longo do período chuvoso, a terra fica úmida o suficiente para formar pasto, mas não enchem os açudes e são insuficientes para a lavoura; (c) quando as chuvas são mal distribuídas no tempo, isto é, no período chuvoso total caíram os 650 mm de chuva e até mais, entretanto a largos intervalos de tempo entre as chuvas, a lavoura fica prejudicada e pode inclusive ser perdida. (d) Acontece também que, quando ocorre uma chuva extemporânea, tardia e próxima da época da colheita, as lavouras de milho e de algodão se perdem. O algodão “embonecado” (saindo para fora do casulo) exposto ao tempo fica molhado o que o inutiliza. (e) Em outras ocasiões, o agricultor lança as sementes em solo ainda úmido da primeira chuva, aguardando a chegada das chuvas seguintes. Estas caem muito tempo após a semeadura, resultando na perda completa da plantação porque as sementes não conseguiram sequer germinar. Como garantir suprimento de água ao agricultor na época certa e na quantidade também certa? A transposição de rios, que exige pesados investimentos e beneficia áreas mais restritas, seria a única solução ou existirá uma solução de mais baixo custo e mais abrangente, beneficiando toda a população da região?

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Esses são os motivos pelos quais o tema Transposição de rios é muito importante, e por isso foi escolhido como tema de uma palestra no Rotary.

Necessidade de reflexão sobre o projeto de transposição O caso do projeto de transposição do rio São Francisco, em execução, merece uma reflexão e tomada de atitude da sociedade. Esse projeto é desnecessário, está sendo conduzido de maneira irresponsável, contraria a Constituição Federal, terá um custo incompatível com o problema que se propõe a resolver e os problemas que estão sendo criados se agravarão fortemente no futuro. Pode-se alegar que em outros países existem rios que tiveram parte de seu curso normal desviado para outras bacias hidrográficas. Entretanto o desvio feito, ou transposição, se justificou pelas seguintes razões: 1) não havia outra fonte de suprimento de água; 2) a quantidade de chuva (precipitação) era insuficiente para as necessidades da lavoura e da criação de gado e para o abastecimento doméstico; 3) a reserva de água subterrânea existente jamais atenderia às necessidades regionais. Em todos os casos em que essa solução foi adotada, os estudos técnicos e ambientais foram exaustivos e a população da área doadora e da área receptora foi consultada. Nada disso se aplicou ao projeto de transposição do rio São Francisco. Temos exemplo de grandioso projeto de transposição de rios na China, mas as populações das áreas doadora e receptora foram consultadas. Os chineses admitem que são as populações afetadas que têm condição de opinar e contribuir para o sucesso de um empreendimento dessa natureza. O projeto em andamento tem em vista desviar uma porcentagem (cerca de seis por cento) de água do rio São Francisco, em dois pontos diferentes a montante de Paulo Afonso para beneficiar principalmente projetos de irrigação em Pernambuco, Paraíba, Rio Grande do Norte (Eixo Leste) e Ceará (eixo Norte). Os canais de transposição, a céu aberto (sujeito, pois, à intensa evaporação que caracteriza a região), exigem que se eleve a água

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por duas vezes a alturas superiores a duzentos metros acima do nível do ponto de captação no rio São Francisco. A elevação da água por bombeamento será feita em duas etapas, ou pontos, do percurso. Convém salientar que faltou uma visão integrada do uso das águas do rio São Francisco que envolve tanto o abastecimento hídrico e a irrigação, como a navegabilidade no rio, a pesca e a produção de energia.

Custo do projeto de transposição em execução Na etapa já em obras em 2009, somente a abertura de 290km de canal (Eixo Leste) absorverá R$5bilhões. Está projetado ainda um Eixo Norte com mais 430km de canal, de mdo que o projeto completo terá 720 km de extensão e exigirá outras obras até completar o projeto, com um custo final estimado acima de quinze a vinte e cinco bilhões de reais (R$15 a R$25 bilhões). Esse custo envolve também 64 pontes, 42 aquedutos, 87 passarelas, 27 barragens e cinco túneis, um deles com quinze quilômetros de extensão. A elevação da água a uma altura de cerca de trezentos metros acima do leito do rio, a fim de vencer as serras entre o ponto de captação e as áreas de destino, nos estados de Pernambuco, Paraíba, Rio Grande do Norte e Ceará, consumirá energia elétrica gerada pelo sistema CHESF (do rio São Francisco, portanto), reduzindo a disponibilidade de energia para distribuição aos estados do Nordeste. Sabe-se que as necessidades da lavoura e da pecuária em conjunto com o abastecimento doméstico podem ser satisfeitas com uma precipitação anual de 650 mm. Considera-se semi-árida uma região onde a precipitação anual é inferior a esse valor, ou quando a intensidade de evaporação supera sensivelmente a precipitação (como é o caso do Nordeste do Brasil). O semi-árido brasileiro estende-se por 980.000 km², abrange mais de 90% do território de cinco estados (PI, CE, RN, PB, PE) do Nordeste do Brasil e menos de 50% de outros quatro estados (AL, SE, BA, MG), porém menos de 10% de Minas Gerais, situada no nordeste do estado. O semi-árido do Nordeste caracteriza-se por uma precipitação anual média próxima de 650 mmm, mas com uma evaporação anual que pode atingir 3.600mm.

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Algumas porções do semi-árido têm precipitação média anual inferior a 650 mm, mas ocupam áreas menores isoladas (regiões de Uauá e do Raso da Catarina, na Bahia; Bodó e Currais Novos no Rio Grande do Norte; Tauá, no Ceará). O canal, a céu aberto, nesse projeto de transposição, perderá anualmente, por evaporação, nada menos que 54 a 67 milhões de metros cúbicos de água. (750km x 25m x3,6m)

Soluções sugeridas (proposta alternativa) Os dados apresentados nos parágrafos anteriores e essa elevada diferença entre a precipitação e a evaporação podem ser compensados: (1) com a construção de açudes com altura de água superior a quatro metros (de preferência de oito a doze metros de altura d‟água, a fim de resistir a períodos prolongados de seca que podem ocorrer a cada dez ou mais anos); (2) com a perfuração de poços tubulares para extração de água subterrânea, pois existem vinte e sete (27) bilhões de metros cúbicos que podem ser extraídos do subsolo, por ano, com absoluta segurança, para abastecimento e irrigação; (3) com a construção de cacimbas em pequenos aluviões; (4) com a construção de cisternas para recolher a água da chuva caída em telhado ou recolhida em superfície impermeável natural ou construída especialmente para esse fim; (5) por meio da construção de barragens subterrâneas nos leitos de rios e riachos. A barragem subterrânea tem o mérito adicional de proteger a água contra a evaporação (a água está entre os poros do sedimento aluvionar), aumentar a infiltração da água da chuva nas rochas do subsolo e assim facilitar o reabastecimento do lençol subterrâneo, sendo que essa água seria perdida por escoamento e evaporação sem a barragem subterrânea.

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Água armazenada nos açudes existentes No semi-árido do Nordeste existem mais de 70.000 (setenta mil) açudes que armazenam um volume de água igual a 37 (trinta e sete) bilhões de metros cúbicos, volume suficiente para vencer todas as secas e a evaporação, se fosse cumprido o programa governamental de distribuição dessa água à população. A interligação de açudes e a construção de adutoras desde os açudes até as áreas de uso da água, com uma distribuição bem administrada, são fatores essenciais na convivência da população com a diferença entre a precipitação e a evaporação, assim como com as secas periódicas, e são uma consequência do regime das chuvas, conforme se deduz do depoimento dos pequenos e grandes produtores rurais da região, como referido acima. O programa de construção de poços tubulares pode ser expandido para atender comunidades mais distantes dos locais com açudes. Também deve ser expandido e intensificado o programa de construção de cisternas e cacimbas.

Geração de postos de trabalho permanentes Esses

programas

(item:

soluções

sugeridas

acima)

sua

manutenção,

complementados pela construção de barragens subterrâneas, têm potencial para criar grande número de postos de trabalho permanentes que abrangerão os pontos mais remotos dos seis estados do Nordeste. Desse modo serão gerados mais empregos do que os esperados como resultado do projeto de transposição do rio São Francisco já em execução. O projeto de transposição beneficiará uma fração diminuta da área e da população da região semi-árida. Enfatizando, a transposição atenderá a uma pequena fração da população do semi-árido concentrada nas proximidades do eixo do canal de transposição, enquanto o programa definido pelos cinco itens citados em “soluções sugeridas‟ tem toda condição de atender a toda a população do semi-árido do Nordeste, que se aproxima de 60 milhões de habitantes.

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Falhas graves do projeto de transposição É importante acrescentar que o projeto de transposição não tem estudo técnico para avaliar o impacto no meio ambiente e na produção de energia elétrica pelo atual sistema da CHESF, na navegação, na revitalização da bacia e na pesca. Para iniciar as obras previstas na transposição, não se consultou a sociedade dos estados do semi-árido para ver como a transposição poderá interferir nas necessidades de irrigação nas áreas vizinhas ao eixo ou leito do rio São Francisco, nem foram consultadas as bases indígenas que estão sendo afetadas. Quando da criação da CODEVASF, a idéia foi de seguir o modelo da Comissão do Vale do Tennessee, nos Estados Unidos (TVA – Tennessee Valley Authority), um projeto que abrangeu cerca de seis estados, onde a população foi totalmente participativa num projeto com continuidade que durou pouco mais de vinte anos para ser concluído. Zonas de recreio ou turismo foram criadas para estimular ainda mais a economia da região. Entretanto, a idéia original em que se baseou a criação da CODEVASF foi esquecida depois de 2004. Transposição jamais foi objeto da CODEVASF, pois se trata de idéia de 1845 e 1877, divulgada quando ainda se desconhecia o relevo (topografia) do Brasil em geral e do Nordeste em especial, incluindo aí, as serras que se estendem no sentido leste-oeste ao norte do rio São Francisco por mais de 600km (serras do Araripe, Borborema, Balança, São Pedro, Santana, serra Pintada, Serra Boa Vista), obstáculos naturais à transposição que absorverão três a quatro vezes mais recursos financeiros que a proposta alternativa constante deste texto. O projeto em andamento tem em vista desviar cerca de seis por cento (127m³/sec, na fase final), da vazão média que o rio despeja no oceano. Além disso, do volume alocável de 360 m³/s, nada menos do que 335m³/sec já estão comprometidos, o que condena o projeto de transposição ao fracasso, pois somente 25 m³/sec estariam disponíveis para a transposição. Convém enfatizar, que da vazão média de 2.060 m³/sec do rio São Francisco, oitenta por cento (80%) estão reservados para a produção de energia elétrica. O rio São Francisco

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responde atualmente por noventa por cento (90%) da energia elétrica consumida no Nordeste. A pesca no rio já ficara prejudicada pelas barragens por não prever a piracema; na foz, a vazão reduzida permite que à água do mar avance rio acima por cerca de dez quilômetros (AL - SE) o que reduziu pesca no rio e interfere na cadeia alimentar no oceano. Por isso, o rio São Francisco precisa ser revitalizado, e a revitalização compreende a recomposição das matas ciliares, corredeiras para as piracemas imprescindíveis para a reprodução dos peixes, e mostra sinais fortes de prejuízos ambientais na foz, onde a pesca já está extinta e não alimenta a população ribeirinha, pois a água do mar avança rio acima, além de prejudicar a cadeia alimentar dos animais marinhos, uma vez que deixou de existir água salobra além da foz do rio. Certamente a transposição contribuirá mais ainda para uma alteração da composição da fauna além da foz do rio. Considerando a redução da vazão do rio com a transposição, poderá haver necessidade, no futuro, de importar energia elétrica do sul do Brasil a fim de evitar apagão em todo o Nordeste, com prejuízo das atividades industriais e comerciais, além de outros transtornos para sua população em geral.

Recurso adicional: abastecimento de água subterrânea por poços tubulares Nas regiões de rochas sedimentares o abastecimento de água subterrânea por poços tubulares atinge valores expressivos, tal como acontece em quase todo o território do estado do Piauí, onde existem poços que produzem até mais de quinhentos metros cúbicos por hora. Existem rochas sedimentares em áreas restritas do Ceará (Ibiapaba, Araripe e Iguatu), em áreas diminutas da Paraíba e Rio Grande do Norte (em Apodi, no Rio grande do Norte, a pesquisa para água subterrânea revelou a presença depetróleo no estado, que vem sendo extraído pela Petrobras), na bacia de Moxotó em Pernambuco, que é uma extensão da bacia sedimentar baiana de Tucano-Recôncavo. Poços abertos recentemente no Raso da Catarina (Bahia) encravada na bacia de Tucano deverão fornecer 200 metros cúbicos de água subterrânea por hora. Essas bacias acrescem água disponível que pode ser extraída por meio de poços tubulares na região.

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Nas regiões de rochas ígneas e metamórficas, que ocupam parte do sul do Piauí e a maior parte dos estados a leste do Piauí, os poços tubulares têm menor produção, usualmente entre 500 litros e quinze metros cúbicos por hora, mas o suficiente para ajudar a resolver o problema do abastecimento de água na região. O subsolo do Nordeste acumula cento e trinta e cinco (135) bilhões de metros cúbicos de água os quais podem liberar anualmente vinte e sete (27) bilhões de metros cúbicos, com recarga garantida.

Bibliografia: Detalhes sobre o tema podem ser encontrados no livro “Toda a verdade sobre a

transposição do rio São Francisco”, lançado recentemente pela Editora Mauad. O livro pode ser encontrado à venda, no Instituto Histórico e Geográfico da Bahia, em Salvador (Praça da Piedade). Sua leitura é fortemente recomendada, considerando a riqueza de depoimentos e de dados numéricos. 1 - Toda a verdade sobre a transposição do rio São Francisco, Mauad X Editora, 2008. Rio de Janeiro. Organizado por João Alves Filho, antigo governador de Sergipe, autor também do capítulo que trata da viabilidade do projeto de transposição. Prefácio por Ives Gandra da Silva Martins. São nove capítulos, um autor para cada um, distribuídos em duas partes: (i) Aspectos sobre a viabilidade técnica (ii) Aspectos jurídicos, sociológicos econômicos Autores: Antonio T. G. Matta Machado, Apolo Heringer Lisboa, Eduardo L. de Matos, João Abner Guimarães Jr., João Alves Filho, João Suassuna, Jorge Khoury, Luiz Carlos da Silveira Fontes, Manoel Bomfim Ribeiro.

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2 - Figueiredo, JTN et al - RELATORIO SOBRE A AGUA SUBTERRANEA NO NORDESTE. Boletim nº130, DFPM/DNPM/MME, 1964. 116 pág. OBS.: Palestra apresentada, pelo autor deste texto, nos clubes Rotary Bahia Leste e Bahia Norte, de Salvador Em 26 de maio e em setembro de 2009 E apresentada também na CONSISTE Consultoria e Sistemas Ltda, em 19/06/2009 Alguns dados adicionais que contribuem para avaliação dos argumentos usados no texto acima: Consumo per capita de água e acumulação da água da chuva em cisternas Admitindo necessidades diárias, para uso doméstico residencial (banho, cozinha, limpeza em geral), de 150 a 200 litros de água por pessoa, resulta: Necessidade de 4.500 a 6.000 litros por pessoa por mês que corresponde a 55 a 73 m³ de água por pessoa por ano, Uma família de seis pessoas necessitará de 330 a 438 m³/ano Chuva de 650mm/ano permite acumular 650 litros por metro quadrado ou 0,650 m³/ano/m². Essa água pode ser acumulada em cisternas (e já vem acontecendo isso). Acumulação de água da chuva em cisternas para abastecer uma família Um telhado de 100m² de área, mais um pátio cimentado de 220 m² a 338 m², permitirão acumular água em uma cisterna com 216m³ a 288 m³ de capacidade para resistir a oito meses sem chuva nenhuma. Se a cisterna tiver 3 metros de profundidade útil, ela ocuparia uma área de cerca de cem metros quadrados. Água usada na limpeza poderá ser reutilizada em irrigação Convém acrescentar que a água usada na limpeza poderá ser reutilizada para manter uma pequena horta e contribuir de modo significativo para a alimentação dessa família de seis pessoas. Admitindo reutilizar 80% da água domestica, serão 250m³ a 270m³, suficientes para irrigar regularmente uma horta com uma área de cerca de 400 metros quadrados. Essa horta ainda comportaria uma bananeira, um umbuzeiro e talvez outra árvore frutífera e um pé de juá (um juazeiro).

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Convém frisar que a evaporação anual de 54 a 67 milhões de m³ de água dos canais do projeto de transposição, considerada isoladamente, daria para satisfazer as necessidades de água doméstica para nada menos que um milhão de pessoas.

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POLÍTICA EDITORIAL Título e Subtítulo A RevInter Revista InterTox de Toxicologia, Risco Ambiental e Sociedade é um periódico científico de acesso aberto, quadrimestral e arbitrado, publicado pela InterTox, São Paulo, SP, Brasil. Área de Conhecimento Abrangida Na Tabela de Áreas do Conhecimento do CNPq está classificado em Ciências Biológicas 2.10.07.00-4 - Toxicologia. Projeto Editorial MISSÃO Divulgar a produção científica da Toxicologia, Meio Ambiente e Sociedade, estimulando as contribuições criativas e inéditas do trabalho acadêmico, de pesquisa e do meio empresarial, tanto de autores nacionais como internacionais, contribuindo com a discussão e o desenvolvimento do conhecimento nestas áreas. OBJETIVOS • Contribuir para o aumento da produção de conhecimento das comunidades acadêmica e profissional de Toxicologia; • Servir como canal adequado para veicular avanços conceituais, tecnológicos e de experiências empresarial e profissional; • Estimular a difusão de conhecimentos que promovem atitudes voltadas ao aumento de competitividade das organizações. FOCO A RevInter tem como foco a publicação de contribuições científicas no campo da Ciência Toxicológica, elegendo como tema preferencial os processos de inovação das organizações. Além dos números regulares, a RevInter deverá editar edições especiais

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monotemáticas, que abordarão temas relevantes que possuam interface com a toxicologia e a sustentabilidade socioambiental. A RevInter aceita a submissão de contribuições de profissionais e pesquisadores de todas as áreas envolvidas com as Ciências Toxicológicas, assim sendo, as seguintes especialidades , entre outras,

estão dentro do foco da revista: Biossegurança, Contabilidade Social e

Ambiental, Direito Ambiental, Economia Ambiental, Farmacoepidemiologia, Planejamento Ambiental e Comportamento Humano, Química Ambiental, Resíduos sólidos, domésticos e industriais, Segurança Alimentar, Sociologia da Saúde,

Toxicidade de resíduos de

praguicidas em alimentos, Toxicologia Ambiental, Toxicologia da Reprodução e do Desenvolvimento, Toxicologia de Alimentos, Toxicologia Forense, Toxicologia Ocupacional, Toxicologia pré-clínica e clínica e Toxicologia Social. PROCESSO DE AVALIAÇÃO POR PARES E CRITÉRIOS DE ARBITRAGEM 1) Os originais submetidos para publicação na RevInter serão aceitos para análise pressupondo-se que: a) deverão ser, exclusivamente, inéditos; b) todas as pessoas listadas como autores aprovaram o seu encaminhamento; c) qualquer pessoa citada como fonte de comunicação pessoal aprovou a citação; d) as opiniões emitidas pelos autores são de sua exclusiva responsabilidade. 2) O Comitê Editorial fará uma análise preliminar quanto a pertinência e/ou adequação da submissão ao escopo da RevInter. a) As contribuições recebidas serão submetidas à apreciação de dois membros do Conselho Editorial, dentro de suas especialidades. Em caso de empate, um terceiro membro será convidado. São assessorados, quando necessário, por Avaliadores ad hoc. b) Em caso positivo, será analisada, em seguida, a aplicação destas normas editoriais tanto na redação quanto na formatação do trabalho.

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c) Em caso negativo, o autor será notificado por e-mail, para que ele mesmo proceda as devidas correções. 3) O resultado do parecer do Conselho Editorial será comunicado aos autores, sob anonimato, obedecendo o procedimento é conhecido por sistema duplo-cego (double blind review). 4) A Comissão Editorial reserva-se o direito de devolver os originais, quando se fizer necessária

alguma

correção

modificação

ordem

temática

e/ou

formal.

5) A Comissão Editorial procederá as alterações de ordem puramente formal, ortográfica e gramatical, visando a manutenção do padrão culto da língua, respeitando, porém, o estilo dos autores. Quando se fizerem necessárias modificações substanciais, os autores serão notificados por e-mail e encarregados de fazê-las e entregar a nova versão no prazo estipulado. POLÍTICA DE ACESSO ABERTO A RevInter adota a filosofia de "acesso aberto", permitindo o acesso gratuito e irrestrito ao seu conteúdo, proporcionando maior democratização mundial do conhecimento. SEÇÕES • Artigos técnicos • Comunicações • Ensaios • Informes • Opinião • Revisões IDIOMAS • Português • Inglês • Espanhol

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PERFIL DE AUTORES E LEITORES A RevInter está voltada a um público amplo de pesquisadores, professores, estudantes, empresários, consultores e outros profissionais qualificados que atuam em organizações públicas,

privadas

terceiro

setor,

nacionais

internacionais.

PERIODICIDADE Quadrimestral CIRCULAÇÃO Meses: (2) fevereiro; (6) junho e (10) outubro. NORMAS PARA PUBLICAÇÃO RevInter adota as seguintes normas, que deverão ser observadas pelos autores, na redação e formatação de seus originais: ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS NBR 6021: Informação e documentação: publicação periódica científica impressa: apresentação. Rio de Janeiro, maio 2003. NBR 6022: informação e documentação: artigo em publicação periódica científica impressa: apresentação. Rio de Janeiro, maio 2003. NBR 6023: informação e documentação: referências: elaboração. Rio de Janeiro, ago. 2002. NBR 6024: numeração progressiva das seções de um documento escrito. Rio de Janeiro, maio 2003. NBR 6027: sumário: procedimento. Rio de Janeiro, maio 2003. NBR 6028: informação e documentação: resumos: apresentação. Rio de Janeiro, nov. 2003. NBR 10520: informação e documentação: citações em documentos: apresentação. Rio de Janeiro, ago. 2002. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA – IBGE Normas de apresentação tabular. 3. ed. Rio de Janeiro, 1993.

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INSTITUTO NACIONAL DE METROLOGIA, NORMALIZAÇAO E QUALIDADE INDUSTRIAL – INMETRO

SI: Sistema Internacional de Unidades. 8. ed. Brasília, 2003. Vocabulário internacional de termos fundamentais e gerais de metrologia. 2. ed. Brasília, 2000. CRITÉRIOS DE EDIÇÃO Instruções aos Autores São aceitos artigos originais e inéditos, destinados exclusivamente à RevInter, que contribuam para o crescimento e desenvolvimento da produção científica das áreas enfocadas. A análise dos artigos será iniciada no ato de seu recebimento, atendidas às normas editoriais. A publicação dependerá do devido de acordo do Conselho Editorial, atendida as eventuais sugestões. A apreciação do conteúdo será realizada pelo Conselho Editorial, sendo mantido sigilo quanto à identidade dos consultores e dos autores. Serão aceitos trabalhos escritos em língua portuguesa, inglesa e espanhola. Os trabalhos deverão ser enviados exclusivamente por correio eletrônico para o seguinte endereço: revinter@intertox.com.br Os originais recebidos não serão devolvidos aos autores. Não se permitirá acréscimo ou alteração após o envio para composição editorial e fechamento do número. As opiniões e conceitos emitidos pelos autores são de sua exclusiva responsabilidade, não refletindo, necessariamente, o pensamento do Conselho Editorial ou da Revista. As pesquisas com seres humanos deverão explicitar o atendimento à Resolução CNS 196/96 para estudos dessa natureza e indicar o parecer de aprovação do Comitê de Ética devidamente reconhecido pela Comissão Nacional de Ética em Pesquisa (CONEP) do

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Conselho Nacional de Saúde (CNS) (ver modelo em “Manual Operacional para Comitês de Ética em Pesquisa do Ministério da Saúde”). Será necessário também: • Indicar a categoria para publicação. • Indicar endereço postal completo, correio eletrônico e telefone para contato com o(s) autor(es). • Toda e qualquer contribuição a ser submetida, para que seja avaliada para publicação na RevInter, obrigatoriamente deverá ser acompanhada dos seguintes formulários: a) Termo de Cessão de Direitos Autorais e Autorização para Publicação [Formulário Externo RvIn-ADM-02-2009] assinada por todos os autores de que o trabalho não foi publicado e nem está sendo submetido para publicação em qualquer outro periódico. Para os estudos realizados em seres humanos, esta declaração deverá conter também os dados referentes à aprovação do Comitê de Ética da Instituição onde foi realizada a pesquisa; b) Formulário preenchido e assinado pelos autores referente ao possível “Conflito de interesses”, que possa influir nos resultados [Formulário Externo RvIn-ADM-03-2009]. Instruções para Envio do Artigo A RevInter adota as normas preconizadas pelo Comitê Internacional de Editores de Revistas Médicas (Requisitos de Vancouver), publicadas no ICMJE - Uniform Requirements for Manuscripts

Submitted

Biomedical

Journals

(http://www.icmje.org/index.html).

Categoria dos Artigos A RevInter publica artigos técnicos originais, trabalhos de revisão, ensaios, atualização, estudos de caso e/ou relatos de experiência, comunicações e resenhas de livros, resumos de teses e dissertações. A apresentação dos artigos por categoria deverá obedecer: Artigos Originais - são trabalhos resultantes de pesquisa original, de natureza quantitativa ou qualitativa. Sua estrutura deve apresentar necessariamente os itens: Introdução, Métodos, Resultados

Discussão

Conclusão.

Apresentação

com

até

laudas.

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Artigos de Revisão - são contribuições que têm por objeto a análise crítica sistematizada da literatura. Deve incluir com clareza a delimitação do problema, dos procedimentos adotados e conclusões. Apresentação com até 20 laudas. Ensaios e Monografias - são contribuições em que há um forte conteúdo analítico opinativo por parte do autor acerca de um determinado tema. Apresentação com até 100 laudas. Artigos de Atualização ou Divulgação - são trabalhos que tem por objetivo a descrição e/ou interpretação sobre determinado assunto, considerado relevante ou pertinente na atualidade. Apresentação em até 10 laudas. Comunicações Breves/Relatos de Caso/Experiência - se caracterizam pela apresentação de notas prévias de pesquisa, relatos de caso ou experiência, de conteúdo inédito ou relevante, devendo estar amparada em referencial teórico que dê subsídios a sua análise. Apresentação em até 10 laudas. Resenhas – são análises descritivas e analíticas de obras recentemente publicadas e de relevância para os temas abordados da RevInter. Apresentação em até cinco laudas. Resumos de Livros, Teses e Dissertações - são resumos expandidos apresentados com até 400 palavras, em português, inglês e espanhol, inclusive o título. Para teses e dissertações deve conter o nome do orientador, data e local (cidade/programa/instituição) da defesa. Forma de Apresentação dos Originais Os trabalhos deverão ser apresentados em formato compatível ao MS Word for Windows, digitados para papel tamanho A4, com letra tipo Times New Roman, tamanho 12, com espaçamento 1,5 cm entre linhas em todo o texto, margens 2,5 cm (superior, inferior, esquerda e direita), parágrafos alinhados em 1,0 cm. Título - deve ser apresentado com alinhamento justificado, em negrito, com a primeira letra em maiúscula, nos idiomas português e inglês ou espanhol. A seqüência de apresentação dos

mesmos

deve

ser

iniciada

pelo

idioma

que

artigo

estiver

escrito.

Autores - nome(s) completo(s) do(s) autor(es) alinhados à esquerda. Enumerar em nota no final do documento as seguintes informações: formação universitária, titulação, atuação

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profissional, local de trabalho ou estudo (cidade e estado, província, etc), endereço para correspondência e e-mail do autor principal. Resumo e descritores - devem ser apresentados na primeira página do trabalho em português e inglês ou espanhol, digitados em espaço simples, com até 300 palavras. Ao final do resumo devem ser apontados de 3 a 5 descritores ou palavras chave que servirão para indexação dos trabalhos. A seqüência dos resumos deve ser a mesma dos títulos dos artigos. Estrutura do texto - a estrutura do texto deverá obedecer às orientações de cada categoria de trabalho já descrita anteriormente, acrescida das referências bibliográficas, de modo a garantir uma uniformidade e padronização dos textos apresentados pela revista. Os anexos (quando houver) devem ser apresentados ao final do texto. Ilustrações - tabelas, figuras e fotografias devem estar inseridas no corpo do texto contendo informações mínimas pertinentes àquela ilustração (Por ex. Tabela 1; Figura 2; etc.), inseridas logo após serem mencionadas pela primeira vez no texto, com letra tipo Times New Roman, tamanho 10. As Ilustrações e seus títulos devem estar alinhados á margem esquerda e sem recuo. O tamanho máximo permitido é de um papel A4 (21 x 29,7 cm). Notas de rodapé - devem ser apresentadas quando forem absolutamente indispensáveis, indicadas por números e constar na mesma página a que se refere. Citações - para citações “ipsis literis” de referências bibliográficas deve-se usar aspas na seqüência do texto. As citações de falas/depoimentos dos sujeitos da pesquisa deverão ser apresentadas em itálico, em letra tamanho 10, na seqüência do texto. Referências bibliográficas - as referências devem ser organizadas em ordem alfabética ao final do texto, no formato ABNT (seguindo a norma ABNT NBR 6023 - Informação e documentação - Referências – Elaboração). Suas citações no corpo do texto devem ser feitas pelo sobrenome do(s) autor(es), seguidas de vírgula e ano. No caso de mais de dois autores, usar o sobrenome do primeiro seguido da expressão et al. e de vírgula e ano. Exemplificando, (NUNES; LACERDA, 2008), (KUNO et al., 2008). Essa orientação também se aplica para tabelas e figuras.