SISINNO_2013_Princípios de Toxicologia Ambienetal

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EDITORA INTERCIÊNCIA
Cristina Lúcia Silveira Sisinno 
e Eduardo Cyrino Oliveira-Filho 
PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
(FALSO ROSTO)
PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
Eduardo Cyrino Oliveira-Filho
Organizadores
(ROSTO)
Copyright © 2013 by Cristina Lúcia Silveira Sisinno e Eduardo Cyrino
Oliveira-Filho
Direitos Reservados em 2013 por Editora Interciência Ltda.
Diagramação: Claudia Regina S. L. de Medeiros
Revisão Ortográfica: Maria Angélica V. de Melo
 Maria Paula da M. Ribeiro
Capa: Paula Almeida
CIP-Brasil. Catalogação-na-Fonte
Sindicato Nacional dos Editores de Livros, RJ
P952
Princípios de toxicologia ambiental: conceitos e aplicações / 
Cristina Lúcia Silveira Sisinno, Eduardo Cyrino Oliveira-Filho 
organizadores – Rio de Janeiro: Interciência, 2013.
216p.: 23 cm
Inclui bibliografia
Índice
ISBN 978-85-7193-263-0
1. Toxicologia ambiental. I. Sisinno, Cristina Lúcia Silveira. 
2. Oliveira-Filho, Eduardo Cyrino, 1965.
11-4711. CDD: 571.95
 CDU: 615.9
É proibida a reprodução total ou parcial, por quaisquer meios, 
sem autorização por escrito da editora.
www.editorainterciencia.com.br
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Impresso no Brasil – Printed in Brazil
D E D I C A T Ó R I A
Às nossas famílias e aos amigos, que não nos deixaram desistir.
Ao amigo, orientador e profissional Zilmar Teixeira Tosta (in 
memoriam), pelo apoio e incentivo.
Ao professor Luiz Querino Araújo Caldas, por ter apresentado 
aos organizadores a área de toxicologia ambiental.
D E D I C A T Ó R I A
“Todas as substâncias são venenosas. Não há nenhuma que não seja. 
A dose certa diferencia um veneno de um remédio.”
Philippus Paracelsus
A P R E S E N T A Ç Ã O
O que é Toxicologia? E Toxicologia Ambiental? Acreditamos que 
muitos leitores devem estar fazendo essa pergunta. Nós também já a 
fizemos há alguns anos atrás.
A necessidade de difundir mais essa temática para o público uni-
versitário nos levou a organizar essa publicação contendo informações 
básicas que despertem o interesse do leitor em aprender um pouco 
mais sobre os efeitos adversos das substâncias químicas sobre os orga-
nismos vivos e o ambiente.
Outro ponto considerado como importante no processo de elabora-
ção dessa obra foi o caráter multidisciplinar da Toxicologia Ambiental. 
Biólogos, farmacêuticos, químicos, veterinários, engenheiros, médicos, 
biomédicos, enfermeiros e agrônomos podem atuar em diversas áreas 
da Toxicologia Ambiental e muitas vezes, durante seu curso de gradua-
ção, esses profissionais não entram em contato com essa promissora área 
de trabalho. Assim, nossa intenção é apresentar a disciplina e auxiliar na 
divulgação dos potenciais impactos que podem ocorrer sobre o ambien-
te e sobre a saúde, para diversos profissionais em formação. Esses gra-
duandos poderão dar continuidade aos seus estudos e aprofundar as 
informações aqui obtidas, na pós-graduação, para futuramente serem 
importantes formadores de conhecimento para as gerações futuras.
Nesse livro o principal enfoque é dado à contaminação do ambien-
te, que cada vez mais causa problemas de saúde ao ser humano e afeta 
negativamente o equilíbrio natural dos ecossistemas tanto em nível lo-
X ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
cal como em nível mundial, preocupando a todos de forma crescente. 
Desse modo, colaborar com a formação de futuros pesquisadores que 
tenham o interesse em estudar esses efeitos adversos é uma maneira de, 
pelo menos, tentar minimizar consequências que podem ser devasta-
doras, muitas vezes em função do pouco conhecimento sobre os efeitos 
adversos das substâncias químicas para a saúde humana e ambiental.
Optamos por estruturar o livro de forma sequencial onde, pela 
leitura, possa ser obtido um aprendizado básico sobre o tema principal 
que, embora pareça novo, já acompanha a humanidade desde o início 
de sua existência, como pode ser demonstrado pelo uso de venenos 
animais e vegetais e pelos efeitos adversos causados por fontes natu-
rais (p. ex. vulcões).
No desenvolvimento dos capítulos são apresentados os conceitos 
básicos em Toxicologia e as diferentes áreas da Toxicologia, havendo 
destaque para os fundamentos da Toxicologia Ambiental. Dinâmica, 
transformação e destino dos contaminantes no ambiente foram assuntos 
abordados a fim de mostrar ao leitor como, a partir de emitidos por uma 
fonte de contaminação, os contaminantes podem atingir o ambiente e 
o ser humano nas proximidades ou em áreas distantes de sua emissão 
e interagir, acumular, degradar, etc. Também mereceram destaque três 
grandes grupos de contaminantes que possuem características toxicoló-
gicas importantes e que provocam, até hoje, muitos casos de contamina-
ção do ambiente e/ou do ser humano: os metais, os agrotóxicos e os hi-
drocarbonetos policíclicos aromáticos. Em seguida são apresentados os 
estudos de avaliação (ambiental, da toxicidade e de risco) que mostram 
a importância da determinação dos níveis (concentrações) dos contami-
nantes que podem causar algum efeito adverso ao equilíbrio ambiental 
e/ou à saúde humana e toda a complexidade dos processos que envol-
vem a determinação dos resultados. Além disso, o controle de qualidade 
dos resultados é um tema muito discutido em todos os estudos que en-
volvem análises laboratoriais (tais como os estudos em toxicologia am-
biental) e foi abordado pela importância que a confiabilidade dos dados 
precisa ter já que, em muitos casos, decisões serão tomadas baseadas nes-
sas informações. Finalmente, aborda-se a importância da estatística na 
avaliação dos dados obtidos nos estudos em toxicologia ambiental uma 
vez que os resultados gerados podem ser influenciados por vários fato-
res que o tratamento estatístico poderá minimizar, ou mesmo identificar.
Os organizadores
P R E F Á C I O
Entre os inúmeros efeitos adversos para a saúde causados pelos 
processos de desenvolvimento econômico e social, destacam-se aque-
les relacionados com a exposição das pessoas, trabalhadoras ou não, a 
um excessivo número de substâncias químicas que são utilizadas pelos 
processos de produção. 
Para que os profissionais interessados no estudo da relação do 
ambiente com a saúde, incluindo os gestores e tomadores de decisão 
possam desenvolver pesquisas ou contribuir para atividades de pre-
venção, mitigação ou controle destes efeitos, eles necessitam conhe-
cer informações toxicológicas relacionadas com as características da 
presença destas substâncias antes e depois de atingir o organismo hu-
mano. Mais especificamente, esse conhecimento envolve como estas 
substâncias estão presentes nos diversos compartimentos ambientais e 
através de quais vias podem penetrar no corpo; como ao atingir o orga-
nismo humano podem estas substâncias químicas serem distribuídas, 
transformadas, armazenadas e eliminadas; quais interações/reações 
com moléculas específicas podem iniciar o processo da doença; e final-
mente, quais os sinais e sintomas que caracterizam a sua fase clínica.
Esta não é uma tarefa fácil! A informação toxicológica sobre novas 
substâncias de interesse para os profissionais muitas vezes não é en-
contrada nos antigos livros de Toxicologia disponíveis nas prateleiras 
de bibliotecas especializadas. Quando existente, pode ser acessada por 
XII ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
meio de revistas nacionais e internacionais indexadas nos principais 
índices bibliográficos da área da saúde.
Neste sentido, a grande contribuição que os novos livros de To-
xicologia podem apresentar é oferecer os subsídios conceituais e me-
todológicos que são fundamentais para que os profissionais possam 
compreender essas informações disponíveis pela literatura recente: 
esta é exatamente a proposta do livro Princípios de Toxicologia Am-
biental.
Este livro pode ser dividido em 3 blocos de capítulos.PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
cação é observada quando há um aumento das concentrações de uma 
dada substância ao longo da cadeia alimentar. Ou seja, concentrações 
mais elevadas são observadas nos organismos pertencentes aos níveis 
trófi cos mais altos.
Assim, substâncias persistentes solúveis em gorduras (p. ex. pes-
ticidas organoclorados, como o DDT, o aldrin; dioxinas; bifenilas poli-
cloradas; metilmercúrio, etc.), mesmo quando presentes em concentra-
ções baixas no ambiente podem se tornar perigosas ao ecossistema por 
um dos mecanismos acima descritos.
3.2 ROTAS DE EXPOSIÇÃO
Uma vez presentes no ambiente, as substâncias poderão entrar 
em contato com os sistemas biológicos e eventualmente ocasionar 
efeitos adversos à saúde. A rota de exposição é o processo que per-
mite o contato dos indivíduos com os contaminantes e inclui todos os 
elementos que ligam uma fonte de contaminação a uma população 
receptora.
Os componentes que formam uma rota de exposição são os 
seguintes:
a) Fonte de contaminação
É a fonte de emissão do contaminante no ambiente, ou seja, sua 
origem.
Além de naturais e antropogênicas, as fontes de contaminação po-
dem ser fi xas ou móveis, pontuais ou difusas.
As principais fontes antrópicas da contaminação são:
• A exploração dos recursos renováveis e não renováveis.
• A agricultura.
• As indústrias.
• Os transportes.
• As atividades domésticas.
• Os serviços.
CAPÍTULO 3 – DINÂMICA, TRANSFORMAÇÃO E DESTINO... ►◄ 35
• A urbanização.
• O crescimento demográfi co.
• Os movimentos migratórios.
• A economia de consumo, etc.
b) Compartimentos ambientais afetados
São os compartimentos em que os contaminantes serão encontra-
dos como, por exemplo, ar, água, solo, sedimento, biota.
c) Mecanismos de transporte
Os mecanismos de transporte determinam os fl uxos dos conta-
minantes através dos compartimentos ambientais, desde a fonte até o 
ponto de exposição humana, por exemplo, volatilização, por colação, 
bioconcentração.
d) Ponto de exposição
É o lugar onde pode ocorrer o contato humano com um compar-
timento ambiental contaminado, ou seja, uma residência, o local de 
trabalho, um curso d’água, etc.
e) Vias de exposição
São os caminhos pelos quais os contaminantes podem estabelecer 
contato com o organismo como, por exemplo, através de ingestão, ina-
lação, absorção, contato dérmico.
f) População receptora
São as pessoas que estão expostas ou potencialmente podem fi car 
expostas aos contaminantes em um determinado ponto de exposição.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
ATSDR (AGENCY FOR TOXIC SUBSTANCES AND DISEASE REGISTRY). 
Evaluación de Riesgos en Salud por la Exposición a Residuos Peligrosos. 
México: Organização Mundial de Saúde, 1995.
36 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
COREY, G. Vigilancia en Epidemiologia Ambiental. Série Vigilância, no 1. 
México: ECO/OPAS, 1988.
NAVARRETE, A. F. Mercurio y Metilmercurio. In: ALBERT, L. A. (ed.). Curso 
Basico de Toxicología Ambiental. México: Limusa, p. 123-144, 1988.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Evaluación Epidemiológica 
de Riesgos Causados por Agentes Químicos Ambientales. México: 
Limusa, 1988.
C A P Í T U L O 4
Metais
Paulo Rubens Guimarães Barrocas
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 39
Os metais são elementos ou compostos químicos que ocorrem na-
turalmente na natureza e têm sido utilizados pelo homem desde a sua 
descoberta em épocas pré-históricas. De fato, o uso dos metais é um 
dos fatores que defi nem os estágios de desenvolvimento de socieda-
des humanas (p. ex. Idade do Bronze) e foi a base da teoria econômica 
do metalismo do século XV, que defi nia a riqueza de estados euro-
peus a partir da quantidade de metais preciosos (p. ex. ouro e pra-
ta) acumulados. Assim, as principais características dos metais, tais 
como brilho e elevadas densidade, dureza, maleabilidade, ductibili-
dade, elasticidade e resistência, além da capacidade de conduzir calor 
e correntes elétricas efi cientemente, fi zeram com que estes elementos 
fossem utilizados amplamente em várias áreas e atividades humanas 
(p. ex. metalurgia, mineração, etc.) desde a Antiguidade, sendo estes 
usos intensifi cados signifi cativamente após a Revolução Industrial. 
Isto acarretou na alteração dos ciclos biogeoquímicos naturais destes 
elementos tornando-os um dos principais e mais perigosos grupos de 
contaminantes nos dias de hoje. Alguns metais são classifi cados, in-
clusive, como poluentes globais (p. ex. chumbo e mercúrio), devido a 
sua presença ubíqua na biosfera, mesmo distante de quaisquer fontes 
naturais ou antropogênicas.
4.1 MERCÚRIO
4.1.1 Características Gerais
O mercúrio (símbolo Hg; número atômico 80; número de massa 
200,59) é o único metal líquido, no seu estado elementar, à temperatura 
ambiente. Ele ocorre na natureza em grande variedade de formas físi-
cas (gasosa, líquida e sólida) e químicas. O Hg possui três estados de 
oxidação: Hg0 (metálico), Hg+1 (mercuroso) e Hg+2 (mercúrico). Estas 
três formas são facilmente convertidas entre si no ambiente, sendo que 
os compostos mercúricos são mais estáveis e, portanto mais abundan-
tes na natureza. Dentre eles, os cloretos, nitratos e sulfatos, além dos 
hidróxidos, são os sais mercúricos mais importantes. O mercúrio apre-
senta várias singularidades nas suas propriedades físicas e químicas, 
possuindo um comportamento químico bastante diferente dos outros 
40 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
dois membros do seu grupo da tabela periódica, zinco e cádmio, porém 
semelhante ao metaloide arsênio. Por exemplo, no estado elementar, o 
mercúrio é um líquido denso prateado brilhante, possuindo alta pres-
são de vapor e baixo ponto de volatilização (357 °C). À temperatura 
de 20 °C, a sua pressão de vapor é 0,17 Pa, resultando em uma concen-
tração de 14 mg/m3 em uma atmosfera saturada. Uma característica 
ímpar do vapor de Hg, encontrada apenas nos gases inertes, é que ele 
é quase totalmente monoatômico. Outra propriedade físico-química 
que distingue o mercúrio dos demais metais é o seu elevado potencial 
de ionização, superado apenas pelo hidrogênio dentre os elementos 
eletropositivos, o que resultou em vários dos seus usos industriais e 
tecnológicos.
Os vários compostos do mercúrio também possuem caracterís-
ticas bastante distintas entre si, como ilustrado pela solubilidade do 
mercúrio metálico, cloreto mercuroso e cloreto mercúrico, respectiva-
mente 60g/L, 2 g/L e 69 g/L. Além dos sais inorgânicos, o Hg+2 forma 
uma série de compostos organometálicos, através de ligações covalen-
tes estáveis com o carbono, formando espécies lipossolúveis tóxicas. 
Este grupo de compostos, diferentemente dos compostos organome-
tálicos de outros metais, é muito estável, não sendo signifi cativamen-
te decomposto pelo ar ou a água. Isto se deve, sobretudo, à pequena 
afi nidade entre o mercúrio e o oxigênio. A capacidade do mercúrio de 
substituir o hidrogênio em compostos orgânicos é sem igual entre os 
metais, assim como a sua afi nidade química pelo enxofre. O mercúrio 
se liga fortemente a componentes celulares que possuem grupos sul-
fi drilas (p. ex. enzimas), alterando sua estrutura e função e causando 
efeitos tóxicos.
Devido à grande quantidade de reações químicas, mediadas bio-
logicamente ou não, que o mercúrio pode participar, vários compos-
tos mercuriais podem ser formados. Eles podem ser divididos em três 
grupos principais: compostos voláteis, compostos reativos e muito 
tóxicos e compostos pouco reativos e relativamente inertes. Assim, a 
especiação química é fundamental para a avaliação da mobilidade, o 
destino, a toxidade e, consequentemente, o risco do mercúrio no am-
biente. A descoberta de que potencialmente, qualquer forma de mer-
cúrio pode ser convertida naturalmente no ambiente a sua espécie 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 41
mais tóxica para o homem, o metilmercúrio, torna qualquer fonte de 
mercúrio perigosa.
Por fi m, devido a sua reatividade no meio e o seu signifi cativo 
transporte e dispersão atmosférica em larga escala, omercúrio é con-
siderado um poluente global. Isto é, ele está presente como contami-
nante em toda a biosfera, mesmo muito distante de quaisquer fontes 
naturais ou antropogênicas. Dentre os metais, apenas o mercúrio e o 
chumbo, que será discutido mais adiante neste capítulo, estão nesta 
categoria.
4.1.2 Fontes de Emissão
Apesar de o mercúrio ser utilizado pelo homem desde épocas re-
motas, foi no século XX que suas emissões antropogênicas aumenta-
ram substancialmente, em decorrência do seu crescente uso em diver-
sas atividades industriais, alterando seu ciclo biogeoquímico natural. 
Amostras ambientais (p. ex. testemunhos de sedimentos e de gelo) co-
letadas em áreas remotas do planeta indicaram um aumento de três a 
cinco vezes nos níveis globais de mercúrio desde a Revolução Indus-
trial. Acreditavam-se, antes do desenvolvimento de técnicas analíticas 
adequadas, que as emissões naturais do mercúrio eram as mais impor-
tantes quantitativamente. Atualmente, estima-se que estas emissões 
sejam apenas 20 % a 25 % das emissões antropogênicas.
Embora as estimativas das emissões e fl uxos do mercúrio no am-
biente possuam consideráveis incertezas, calcula-se que a produção 
total de Hg durante o século XX foi de 436 000 toneladas. O mercúrio 
é produzido principalmente por meio da mineração de minerais sulfí-
ticos, como o cinábrio e o metacinábrio, principais fontes naturais do 
mercúrio. Esta produção se manteve estável no início do século XX, 
aumentando a partir dos anos 1940 e atingindo um pico na década de 
1970. Desde então, a produção mundial de Hg tem declinado em vir-
tude da diminuição da sua demanda, que por sua vez é decorrente da 
substituição de diversos usos do mercúrio.
A grande diversifi cação no uso do Hg é decorrente de suas pro-
priedades físico-químicas singulares (p. ex. liquidez à temperatura 
42 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
ambiente, expansão de volume uniforme, baixa resistividade elétrica, 
alta tensão superfi cial, etc.). As principais atividades industriais onde 
se utilizam compostos mercuriais são na produção de cloro–soda, de 
tintas, de materiais plásticos, de produtos farmacêuticos, de equipa-
mentos elétricos ou de medida, de baterias, de lâmpadas e de fungi-
cidas. Além desses usos industriais deve-se ainda considerar seu uso 
em amálgamas odontológicos e na mineração de ouro. Algumas destas 
utilizações do mercúrio vêm sofrendo signifi cativas restrições, sendo 
eventualmente substituídas por outras tecnologias, principalmente 
nos países mais desenvolvidos.
As principais emissões naturais do mercúrio são decorrentes de 
atividade vulcânica, incêndios fl orestais, desgaseifi cação dos solos e 
corpos d’água, além da emissão de espécies mercuriais voláteis (p. ex. 
Hg0 e (CH3)2Hg) provenientes de reações mediadas biologicamente. 
Enquanto as principais emissões antropogênicas são decorrentes da 
queima de combustíveis fósseis e da incineração de resíduos, efl uentes 
industriais líquidos e gasosos e da mineração.
O reconhecimento da importância das fontes antropogênicas 
tanto para o ciclo local quanto para o global do mercúrio levou a um 
movimento em diversos países, coordenado por agências/programas 
internacionais (p. ex. UNEP – United Nations Environment Programme) 
para a redução das emissões antropogênicas do mercúrio para o am-
biente. Entretanto, apesar destas recentes reduções nas emissões de Hg 
para o meio, existem atualmente diversas áreas no mundo com altos 
níveis de mercúrio nos sedimentos e solos provenientes do seu uso in-
discriminado no passado, permanecendo como um passivo ambiental 
ainda sem uma solução adequada.
4.1.3 Efeitos Tóxicos no Homem
A contaminação do homem por compostos mercuriais tem uma 
longa história, visto que o seu uso pela humanidade vem desde épocas 
remotas, antes de Cristo (a.C.). Os perigos da poluição por mercúrio já 
eram conhecidos pelos romanos desde 2 d.C., porém o primeiro caso 
relatado de envenenamento por mercúrio foi de um mineiro no século 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 43
XV. Já o primeiro caso conhecido de morte causado por um composto 
organomercurial ocorreu em um laboratório clínico na Europa em 1865.
O quadro clínico tanto da intoxicação aguda quanto crônica 
pelo mercúrio é função da espécie química do mercúrio presente, 
da intensidade da exposição (dose e tempo de exposição) e da via 
de exposição. Devido às signifi cativas diferenças nas características 
físico-químicas dos vários compostos mercuriais, os efeitos tóxicos 
das diferentes espécies químicas do Hg também são bastante distin-
tos entre si, assim como os órgãos afetados. As espécies mercuriais 
podem ser divididas, segundo sua toxicologia, em três grupos prin-
cipais: mercúrio metálico, compostos mercuriais inorgânicos e com-
postos organomercuriais.
A exposição a níveis elevados de sais inorgânicos ou do mercú-
rio metálico normalmente ocorre no ambiente de trabalho (exposição 
ocupacional). A intoxicação crônica por estas espécies mercuriais inor-
gânicas é comumente denominada de mercurialismo. Já a exposição 
ambiental ocorre principalmente pelo consumo de alimentos (p. ex. 
organismos de ecossistemas aquáticos) contaminados com o metilmer-
cúrio. Os sintomas da toxidade do metilmercúrio fi caram conhecidos 
como síndrome de Hunter-Russel, sendo a neuropatia resultante desta 
exposição chamada popularmente de “Mal de Minamata”, devido à 
catástrofe ocorrida nesta localidade do Japão nos anos 1950.
A urina é o principal fl uido biológico usado para avaliação da ex-
posição crônica ao mercúrio metálico e aos sais inorgânicos de mercú-
rio, enquanto o sangue e o cabelo são utilizados para avaliar a exposi-
ção crônica aos compostos organomercuriais.
Exposições agudas ao vapor do mercúrio metálico afetam princi-
palmente os pulmões, causando bronquite e bronquiolite com pneu-
monia intersticial. Em casos extremos pode ocorrer edema pulmonar 
agudo, levando à insufi ciência respiratória e à morte.
O sistema nervoso central também é afetado pelo vapor do mer-
cúrio metálico. Os sintomas de exposições crônicas menos severas in-
cluem: insônia, timidez, nervosismo e enjoo, enquanto exposições mais 
prolongadas causam habitualmente perda de memória, perda de auto-
controle, irritabilidade, ansiedade, sonolência e depressão. O conjunto 
destes sintomas psicológicos é denominado eretismo. Nos casos mais 
44 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
graves, os pacientes podem apresentar delírio, alucinações, melanco-
lia suicida e psicose maníaco-depressiva. Entretanto, os tremores, que 
se agravam com o tempo de exposição, são os sintomas mais caracte-
rísticos do mercurialismo. Eles atingem tanto os membros superiores 
quanto os lábios e a língua, podendo tornar o indivíduo incapaz de 
escrever. Quando do fi m da exposição, pode ocorrer o desaparecimen-
to gradual destes sintomas motores, mesmo quando os sinais psiquiá-
tricos não tenham sido conclusivamente revertidos.
Enquanto o mercúrio metálico, quando inalado, é quase totalmen-
te absorvido, quando ingerido, é pouco absorvido pelo trato gastroin-
testinal. Ele pode causar apenas uma irritação local e diarreia.
Finalmente, danos renais graves foram observados quando da ex-
posição ao mercúrio metálico ou aos sais inorgânicos de Hg. Os rins 
podem apresentar necrose dos tubos proximais, nefrite e evoluir para 
um quadro de insufi ciência renal.
Os sais inorgânicos do Hg também afetam o trato gastrointestinal, 
devido a sua ação corrosiva na mucosa, causando dores, vômitos e 
diarreia hemorrágica, levando à necrose da mucosa. Este quadro pode 
evoluir para um colapso circulatório, causando a morte do paciente. 
Outros sintomas da exposição crônica aos sais inorgânicos do mercú-
rio são: gengivite, salivação excessiva e danos na pele (p. ex. ulcera-
ções, dermatites, etc.).
Os compostos organomercuriais causam os mesmos sintomas tan-
to em exposições crônicas quanto em agudas, especialmente danos ao 
sistema nervoso central. Os sintomas característicos destaintoxicação 
são danos motores (tremores, ataxia, etc.) e sensoriais (parestesia, es-
treitamento do campo visual, cegueira, surdez, etc.). Uma proprieda-
de importante dos compostos organomercuriais é sua capacidade de 
atravessar as membranas biológicas (lipossolubilidade), como a hema-
toencefálica e a placentária. Os graves danos pré-natais (p. ex. lesão 
encefálica nos fetos) são os efeitos tóxicos mais relevantes à exposição 
ao metilmercúrio, visto que o feto humano é mais sensível que o orga-
nismo adulto. No caso de intoxicação de gestantes, os níveis de mercú-
rio observados eram mais elevados no feto que nas mães. Observou-se 
ainda que o leite materno pode conter alguns compostos organomer-
curiais. Estudos epidemiológicos, em populações expostas, indicaram 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 45
ainda danos pós-natais, tais como retardo no desenvolvimento e danos 
neurológicos tardios em crianças. Estes efeitos tóxicos no sistema ner-
voso central de fetos foram irreversíveis.
Não existem evidências sufi cientes de que o mercúrio seja carci-
nogênico para o homem. Embora dados experimentais sugiram que a 
exposição crônica a compostos mercuriais pode causar mutações gené-
ticas e aberrações cromossômicas.
4.1.4 Efeitos Tóxicos na Biota
A capacidade dos compostos organomercuriais de cruzar efi cien-
temente as membranas celulares, aumenta signifi cativamente sua re-
tenção nos organismos (meia-vida biológica elevada) e resulta na sua 
bioacumulação e biomagnifi cação ao longo das cadeias trófi cas. Assim, 
a maior parte do mercúrio presente nos tecidos dos organismos aquá-
ticos está na forma de metilmercúrio, embora os níveis de mercúrio 
inorgânico no ambiente sejam muito mais elevados que as formas or-
ganomercuriais. Acredita-se que a formação do metilmercúrio no am-
biente aquático se dá principalmente através de uma reação mediada 
por microrganismos (p. ex. bactérias sulfatorredutoras). Entretanto, 
outros mecanismos abióticos (metilação fotoquímica, transalquilação, 
etc.) também são capazes de produzir o metilmercúrio no ambiente.
Por outro lado, o mercúrio, como os metais em geral, é tóxico para 
os microrganismos. Por exemplo, compostos organomercuriais têm 
sido usados como fungicidas e preservantes, em geral, em sementes, 
vacinas, etc. Assim, os microrganismos possuem mecanismos específi -
cos de detoxifi cação do mercúrio (p. ex. redução do Hg+2, precipitação 
do mercúrio como sulfeto, etc.).
Em geral, os organismos aquáticos são mais sensíveis aos compos-
tos organomercuriais do que aos sais inorgânicos do Hg. O mercúrio 
elementar é considerado quase inerte devido a sua baixa solubilida-
de e pouca reatividade no meio aquático. Os níveis de resistência ao 
mercúrio variam bastante entre os invertebrados aquáticos. Em geral, 
os estágios larvais são mais sensíveis ao mercúrio do que os adultos. 
A toxicidade do mercúrio é afetada pela temperatura, salinidade, oxi-
gênio dissolvido e dureza da água. Várias anormalidades fi siológicas 
46 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
e bioquímicas foram observadas em peixes expostos a concentrações 
subletais do mercúrio. Ele também afeta negativamente a reprodução 
dos organismos aquáticos.
Entre os organismos terrestres, as plantas não são geralmente afe-
tadas pelos compostos mercuriais, porém os pássaros sofrem uma série 
de efeitos tóxicos em decorrência da exposição direta ou indireta (atra-
vés do alimento) ao mercúrio. Dentre os efeitos do mercúrio em pássa-
ros existem relatos de diminuição da alimentação e consequentemente 
do crescimento, além de efeitos deletérios nos sistemas enzimáticos, na 
função cardiovascular, no sistema imune, no sistema renal, etc.
4.1.5 Limites de Exposição
Os limites de exposição ambiental para o mercúrio se baseiam 
nas relações dose–efeito e dose–resposta observadas nos acidentes de 
Minamata e Niigata no Japão, no Iraque e, em estudos mais recentes 
em populações específi cas no Canadá, na Nova Zelândia e nas Ilhas 
Seicheles.
Já os limites ocupacionais de exposição ao mercúrio assumem, 
além da concentração do mercúrio no ambiente, outros fatores, como o 
uso de equipamentos de proteção e a aplicação de medidas de higiene 
industrial. Se alguma dessas premissas não se confi rmar, a aplicação e 
a interpretação dos limites estabelecidos fi cam comprometidas. Além 
de manter os níveis de mercúrio dentro dos limites estabelecidos para 
o ambiente de trabalho, deve-se ainda monitorar periodicamente os ní-
veis de Hg nos organismos dos trabalhadores de forma a assegurar a 
sua saúde e minimizar os riscos da exposição ao mercúrio.
Os limites de exposição ocupacional recomendados pela Organiza-
ção Mundial da Saúde para o vapor do mercúrio metálico é 25 μg/m3 
para exposição crônica e 500 μg/m3 para exposições de curta dura-
ção. Para exposição crônica aos compostos de mercúrio inorgânico este 
limite é de 50 μg/m3, considerando-se a menor taxa de absorção do 
mercúrio ionizado (Hg+2). Entretanto, em uma recente revisão da Or-
ganização Mundial da Saúde sobre a qualidade do ar, é recomendado 
o limite de 1 μg/m3 para a concentração de mercúrio no ar. Este nível 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 47
do mercúrio no ar protegeria contra danos renais e ao sistema nervoso, 
porém não se poderia garantir, com base nos dados atuais, que danos 
ao sistema imune não ocorreriam.
Em relação à água potável não existe um consenso, o limite reco-
mendado para o mercúrio total pela USEPA é de 2,0 μg/L, enquanto a 
legislação brasileira (Portaria MS 2914/2011) recomenda 1,0 μg/L e a 
legislação suíça sugere 0,01 μg/L.
No que concerne aos riscos associados ao consumo de alimentos 
contaminados com metilmercúrio, a Organização Mundial da Saúde 
concluiu que o consumo diário de 0,48 μg de metilmercúrio/kg de 
peso corpóreo em adultos não resultou em nenhum efeito adverso de-
tectado. Entretanto, deve-se ressaltar que fetos são mais sensíveis aos 
efeitos tóxicos do metilmercúrio, portanto não existe uma dose segura 
para o consumo de alimentos contendo metilmercúrio por mulheres 
grávidas.
Em 2003, um grupo de especialistas recomendou, para o mercúrio 
inorgânico, uma dose tolerável de 2 μg/kg por dia, considerando-se 
danos renais como efeitos tóxicos críticos. Esta dose foi estimada a par-
tir de um nível de 0,23 mg/kg por dia, onde não se observou efeitos 
adversos (NOAEL), em um estudo com ratos durante 26 semanas, uti-
lizando um fator de incerteza igual a 100.
4.2 CÁDMIO
4.2.1 Características Gerais
O cádmio (símbolo Cd; número atômico 48; número de massa 
112,40) é um metal branco-prateado com estado de oxidação +2, do 
mesmo grupo do zinco e do mercúrio da tabela periódica. Ele possui 
pontos de fusão e volatilização relativamente baixos, respectivamente 
320,9 °C e 765 °C e uma pressão de vapor razoavelmente alta. Portan-
to, é facilmente transferido para o compartimento atmosférico onde é 
rapidamente oxidado, podendo formar diversos compostos (p. ex. óxi-
dos, carbonatos, hidróxido, sulfatos, etc.), dependendo dos gases reati-
vos presentes (p. ex. CO2, SO2, vapor d’água, etc.). Estas reações podem 
ocorrer tanto no meio ambiente como nas chaminés das fábricas.
48 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
O cádmio difi cilmente é encontrado em estado puro na natureza, 
sendo considerado relativamente raro (em média 0,2 mg/kg na crosta 
terrestre). Ele ocorre em concentrações-traço na água, no carvão e no 
petróleo e em várias rochas e solos. Dentre as fontes naturais de Cd, as 
principais são os minérios de zinco, chumbo e cobre.
Não existem evidências da ocorrência na natureza de compostos 
organocádmio, onde o Cd está diretamente ligado ao átomo de car-
bono por uma ligação covalente. Por outro lado, existem vários sais 
inorgânicos de Cd, que são bastante solúveis em água (p. ex. cloreto, 
sulfato, acetato, etc.). Eles aumentam a dispersão do Cd no meio e con-
trolam em grande parte seus efeitos no ambiente. Mesmo os sais de 
cádmio praticamente insolúveis em água, como os sulfetos, carbona-tos e óxidos podem ser convertidos a formas hidrossolúveis por meio 
de reações com ácidos e o oxigênio. Assim, a especiação química do 
cádmio no ambiente é fundamental para avaliar o seu risco.
4.2.2 Fontes de Emissão
Somente no século XX, o cádmio começou a ser produzido comer-
cialmente. Ele é um produto secundário da indústria metalúrgica do 
zinco, estando sua produção e emissão para o ambiente intimamente 
ligadas a esta atividade econômica. Antes da Primeira Guerra Mundial 
não havia preocupação em recuperar o cádmio dos resíduos indus-
triais, resultando em signifi cativa contaminação ambiental próximo 
de indústrias metalúrgicas durante décadas. A produção média anual 
mundial de Cd cresceu de 20 toneladas, nos anos 1920, para 17 000 to-
neladas até meados dos anos 1980. A partir de 1987, ela se estabilizou 
em torno de 20 000 toneladas.
Os usos do cádmio pelo homem mudaram ao longo do tempo. 
Inicialmente o Cd era usado principalmente na galvanoplastia e em 
pigmentos ou estabilizantes de plásticos. Estas atividades consumiam 
mais da metade do cádmio produzido no mundo em 1960. Entretanto, 
em 1990, a galvanoplastia consumiu menos de 8 % da produção mun-
dial de Cd. Esta diminuição é associada à adoção de limites mais rigo-
rosos para o lançamento dos efl uentes destas atividades industriais e 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 49
mais recentemente a legislações restringindo o uso de cádmio em al-
guns países. Atualmente, o principal uso do cádmio é na fabricação de 
baterias de níquel–cádmio, responsável por 55 % do consumo de Cd. 
Acredita-se que a demanda por este produto aumentará nas próximas 
décadas com o crescente uso destas baterias recarregáveis em diver-
sas aplicações, inclusive em futuros carros elétricos. Assim, o cádmio 
se tornou um importante insumo em diversas atividades tecnológicas 
modernas, com várias aplicações nas indústrias aeroespacial, de gera-
ção de energia, eletrônica e de comunicação.
Em escala mundial, cerca de 10-15 % do total de cádmio emitido 
para a atmosfera são decorrentes de processos naturais, principalmen-
te de atividades vulcânicas. Por outro lado, dados estimam que a emis-
são atmosférica global de cádmio, gerado por fontes antropogênicas 
foi de 7 570 toneladas em 1983 e representava cerca de metade do total 
de Cd produzido naquele ano. A incineração de resíduos urbanos con-
tendo Cd, oriundo de produtos descartados (p. ex. baterias e plásticos), 
é a principal fonte antropogênica de Cd atmosférico, tanto em escala 
local quanto global. Outra fonte signifi cativa de Cd atmosférico é a 
produção de aço, onde grandes quantidades de aparas contendo Cd 
são geradas e recicladas.
Os resíduos sólidos destas atividades também representam uma 
fonte importante de Cd para o ambiente devido aos seus elevados ní-
veis. Eles requerem a disposição em aterros industriais adequados que 
evitem a contaminação do lençol freático decorrente da lixiviação do 
Cd presente nos resíduos.
Os efl uentes líquidos, gerados na extração e no processamento 
de minérios de metais não ferrosos, são a principal fonte antropogê-
nica de Cd, tanto em escala local quanto global, para os ecossistemas 
aquáticos. A contaminação a jusante destas atividades pode ser sig-
nifi cativa, mesmo após as minas terem sido abandonadas por muitos 
anos.
A fabricação de fertilizantes químicos ocasiona a liberação do 
cádmio originalmente presente nas rochas fosfatadas. Os resíduos pro-
duzidos, contendo signifi cativas quantidades de Cd, são muitas vezes 
lançados em águas costeiras, sendo uma fonte relevante de poluição. 
De maneira análoga, a aplicação destes fertilizantes em solos agrícolas 
50 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
pode ser uma fonte de cádmio para o ambiente. Os níveis de Cd nos 
fertilizantes químicos variam bastante, dependendo da rocha fosfáti-
ca usada para sua produção. O input anual de Cd em solos agrícolas 
decorrentes da aplicação de fertilizantes fosfatados foi estimado em 5 
gramas por hectare em países da Comunidade Econômica Europeia, 
o que representa apenas 1 % da concentração de Cd nos solos. Apesar 
de representar um input pequeno, o seu uso contínuo por um longo 
período de tempo foi responsável em determinadas regiões pelo au-
mento dos níveis de Cd em solos. O uso do lodo, gerado em estações 
de tratamento de esgoto, como fertilizante também pode ser uma fonte 
importante de Cd para solos agrícolas. Entretanto, em escala regional 
ou nacional, este input é insignifi cante quando comparado com o input 
dos fertilizantes químicos e a deposição atmosférica.
A deposição atmosférica de cádmio em sistemas marinhos e de 
água doce é um input importante em nível mundial. Um estudo no 
Mar Mediterrâneo, por exemplo, indicou que esta fonte é comparável 
ao input fl uvial total de Cd para esta região.
Finalmente, a acidifi cação de solos, lagos e rios podem resultar 
na remobilização do Cd da fração particulada (solos e sedimentos) 
para coluna d’água, aumentando sua concentração dissolvida nestes 
sistemas.
4.2.3 Efeitos Tóxicos no Homem
A principal característica metabólica do cádmio é sua meia-vida 
biológica extremamente elevada (cerca de 20 a 40 anos), o que resulta 
em uma acumulação virtualmente irreversível do metal no organismo 
ao longo da vida. Durante o período de exposição ao Cd, a sua concen-
tração no sangue é o indicador biológico, principalmente da exposição 
prévia (alguns meses antes). Os dois principais locais de acumulação 
deste metal no organismo são: o fígado e os rins. Nos tecidos, o Cd está 
principalmente ligado à metalotioneína. A síntese desta proteína pro-
vavelmente representa um mecanismo de defesa contra a toxidade do 
Cd. Acredita-se ainda que esta proteína está envolvida no transporte 
deste metal para o córtex renal, sendo sua eliminação principalmente 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 51
através da urina. A concentração de Cd na urina é um bom indicador 
biológico do nível do metal no organismo.
A exposição ocupacional crônica ao cádmio causa danos severos 
principalmente nos pulmões e nos rins. Com a exposição continuada 
ao Cd, sinais de alterações precoces nos testes da função ventilatória 
podem progredir até a insufi ciência respiratória. Um aumento na taxa 
de mortalidade, decorrente de uma síndrome de obstrução pulmonar, 
foi observado em trabalhadores com um histórico de exposição ele-
vada ao Cd. A exposição a vapores contendo altos níveis de óxido de 
cádmio causa uma pneumopatia com edema pulmonar que pode levar 
à morte. Já a ingestão de altas concentrações de sais solúveis de cádmio 
leva à gastroenterite aguda.
Existem evidências que exposições ocupacionais ao Cd por um 
longo período podem resultar no desenvolvimento de câncer de pul-
mão, embora não tenha sido possível obter resultados conclusivos em 
estudos epidemiológicos com trabalhadores expostos, devido aos fa-
tores de confundimento. Para o câncer de próstata os dados não são 
conclusivos, mas parecem indicar que não há uma relação causal.
A acumulação do Cd no córtex renal causa danos ao órgão, como 
a disfunção tubular renal. Um sintoma desta disfunção é o aumento da 
excreção de proteínas de baixo peso molecular na urina. O aumento 
nos níveis de cádmio na urina se correlaciona com proteinúria e pode 
ser usado como indicador de dano renal. Foi relatado um aumento na 
prevalência de proteinúria em trabalhadores expostos por 10 a 20 anos 
a níveis de 20-50 μg/m3 de Cd.
Danos renais crônicos também foram relatados na população em 
geral, em exposições ambientais a este metal. Em ambientes poluídos, 
onde a incorporação de Cd foi estimada em 140-260 μg/dia, foi obser-
vado um aumento de proteinúria em alguns indivíduos expostos por 
um longo período. Assim, dados de estudos ocupacionais e ambientais 
mostram uma relação entre os níveis de exposição, a duração da expo-
sição e a prevalência de efeitos renais. Entretanto, na maior parte dos 
casos, tanto em exposições ocupacionais quanto ambientais, a protei-
núria induzida pelo Cd é reversível.A exposição ao Cd também causa alterações no metabolismo do 
cálcio, como hipercalciúria, e formação de cálculos renais. Além disso, 
52 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
a exposição a este metal, associada a outros fatores, como defi ciências 
nutricionais, pode levar à osteoporose e/ou à osteomalacia.
Atualmente, não existem evidências de que o cádmio seja um 
agente etiológico da hipertensão. A maioria dos estudos não mostra 
aumento na pressão arterial devido ao Cd e não há evidências de au-
mento da mortalidade devido a doenças cardiovasculares ou cerebro-
vasculares.
4.2.4 Efeitos Tóxicos na Biota
Em animais experimentais, a exposição ao Cd produziu efeitos 
tóxicos agudos em vários órgãos (rins, fígado, pâncreas, gônadas e 
pulmões). Animais expostos de forma crônica apresentaram uma ne-
fropatia muito similar à observada no homem. Outros efeitos crônicos 
do Cd observados em ensaios com animais incluem enfi sema pulmo-
nar, alterações no metabolismo do cálcio, danos hepáticos e efeitos no 
pâncreas e no sistema cardiovascular. O Cd também produziu efeitos 
embriotóxicos, teratogênicos e carcinogênicos.
Os parâmetros ambientais afetam a incorporação e os efeitos tóxi-
cos do Cd nos organismos aquáticos. Enquanto o aumento da tempe-
ratura resulta no aumento da assimilação do Cd, o aumento da dureza 
e da salinidade o diminui. Portanto, organismos de ambientes fl uviais 
são afetados por níveis de cádmio menores que organismos marinhos. 
Geralmente, a matéria orgânica dissolvida complexa o Cd, diminui a 
sua incorporação pela biota e consequentemente sua toxicidade. En-
tretanto, em alguns casos, a matéria orgânica dissolvida parece ter o 
efeito oposto, aumentando a incorporação biológica do cádmio. A to-
xicidade aguda do Cd nos organismos é variável e segue o modelo do 
“íon-livre”.
O cádmio é efi cientemente acumulado pela biota, particularmente 
pelos microrganismos e moluscos. Os níveis de Cd nos organismos po-
dem ser milhares de vezes maiores que as suas concentrações no meio. 
Entretanto, a maioria dos organismos apresenta fatores de bioconcen-
tração moderados, menores que cem vezes os níveis ambientais. No 
organismo, o cádmio se liga principalmente às proteínas dos tecidos 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 53
biológicos, principalmente nas proteínas especifi camente ligadas ao 
metabolismo de metais pesados, como as metaloproteínas. O Cd se 
concentra principalmente nos rins, nas brânquias e no fígado dos or-
ganismos ou nos seus equivalentes. A excreção renal é provavelmente 
a principal via de eliminação do Cd dos organismos biológicos, apesar 
de que quantidades signifi cativas podem ser eliminadas pela ecdise 
do exoesqueleto nos crustáceos. Nas plantas, este metal se concentra 
principalmente nas raízes e em menor escala nas folhas.
O cádmio, como os metais em geral, é tóxico para um grande nú-
mero de microrganismos. O seu principal efeito tóxico é no crescimen-
to e na divisão celular. Dentre os organismos do solo, os fungos são 
os mais afetados. Observou-se, em estudos de campo, que o cádmio 
exerce uma signifi cativa pressão seletiva por cepas de microrganismos 
e invertebrados aquáticos resistentes, alterando a composição específi -
ca dos ecossistemas.
O zinco tem efeito sinérgico em relação ao Cd, aumentando a sua 
toxidade para os organismos invertebrados aquáticos. Os seus efeitos 
subletais incluem: alterações estruturais nas brânquias e redução no 
crescimento e na reprodução dos invertebrados.
O cádmio afeta o metabolismo do cálcio nos animais. Em peixes, 
ele pode causar hipocalcemia, provavelmente impedindo ou limitan-
do a incorporação do cálcio da água. Por outro lado, altas concentra-
ções de cálcio reduzem a assimilação e a toxicidade do Cd por meio da 
competição pelos sítios de complexação celular. A susceptibilidade aos 
efeitos tóxicos do Cd é variável nos peixes; entre os grupos estudados 
os salmonídeos estão entre os mais sensíveis. Os estágios de desenvol-
vimento nos peixes mais susceptíveis aos efeitos tóxicos do Cd são: o 
embrionário e o larval. Um efeito subletal do Cd em peixes comumente 
relatado é a má-formação da espinha. Estudos demonstraram ainda 
que o Cd é tóxico para algumas larvas de anfíbios.
Em condições experimentais, o cádmio afetou o crescimento de 
plantas, embora isto não tenha sido observado em estudos de campo. 
O metal é incorporado mais facilmente de soluções nutrientes que do 
solo. Estudos utilizando soluções nutrientes indicaram que a abertura 
dos estômatos, a transpiração e a fotossíntese eram afetadas pelo Cd.
54 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Os invertebrados terrestres são relativamente pouco sensíveis aos 
efeitos tóxicos do Cd, provavelmente devido a mecanismos de detoxi-
fi cação presentes. Em estudos com pássaros, eles também não foram 
afetados severamente pelo Cd, mesmo quando em concentrações ele-
vadas, apesar de danos renais terem sido observados.
4.2.5 Limites de Exposição
A agência internacional de pesquisa em câncer classifi cou o cádmio 
e seus compostos como carcinogênicos humanos, concluindo que ha-
via evidências sufi cientes de que este metal pode produzir câncer de 
pulmão tanto em animais como em humanos expostos por inalação. 
Entretanto, devido a problemas no controle dos estudos epidemioló-
gicos (ocorreu exposição simultânea ao arsênio) não foi possível deter-
minar uma unidade de risco confi ável para estimar o excesso de risco 
de desenvolver câncer de pulmão durante toda a vida.
O cádmio, assimilado tanto por inalação quanto por ingestão de 
alimento contaminado, pode causar danos renais. O mais baixo limite 
estimado para exposição cumulativa ao cádmio presente no ar, que 
causa um aumento do risco de alteração renal (proteinúria) ou de 
câncer de pulmão, é de 100 μg/m3 para uma exposição de oito horas 
(ocupacional) por ano. Extrapolando este valor para uma exposição 
contínua ao longo da vida obtém-se um limite de cerca de 0,3 μg/m3. 
Os níveis de Cd no ar, na maioria dos centros urbanos ou áreas indus-
triais, são apenas um quinto deste valor. Recomendou-se ainda que 
medidas de controle fossem adotadas quando as concentrações de Cd 
na urina e no sangue de pessoas expostas excedessem 5 μg Cd/g em 
creatinina e 5 μg Cd/L em sangue total, respectivamente.
Um limite de 5 μg Cd/L para água potável foi defi nido pela Or-
ganização Mundial de Saúde, sendo adotado também pela USEPA. No 
Brasil, o limite defi nido pela legislação é de também 5 μg/L.
Em algumas áreas contaminadas no passado por emissões de Cd, 
observaram-se alterações renais na população. Para evitar que ocorra 
um aumento adicional dos níveis de Cd nesta população, por meio 
da sua dieta, deve-se avaliar os teores deste metal nos solos agrícolas. 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 55
Estabeleceu-se na Europa um limite de 5 ng Cd/m3. Já um comitê con-
junto das organizações mundiais da saúde e dos alimentos e agricul-
tura recomendou como o limite tolerável semanal para ingestão de Cd 
de 400-500 μg, para um adulto.
4.3 CHUMBO
4.3.1 Características Gerais
O chumbo (símbolo Pb, número atômico 82, número de massa 
207.19) é um metal azulado ou cinza-prateado com dois estados de 
oxidação +2 e +4, sendo mais comum o primeiro e pertencendo ao 
mesmo grupo do carbono, silício, germânio e estanho da tabela pe-
riódica. Ele possui pontos de fusão e volatilização, respectivamente, 
327,5 °C e 1 740 °C. Existem quatro isótopos naturais de chumbo com 
massas atômicas, respectivamente em ordem crescente de abundân-
cia, 204, 206, 207 e 208.
O Pb ocorre naturalmente na crosta terrestre com uma concen-
tração média de 13 mg/kg. Como ocorre com todos os elementos quí-
micos, existem áreas dispersas no globo naturalmente enriquecidas 
em chumbo. Rochas fosfatadas e sedimentos marinhos podem conter 
altos níveis de Pb. A principal fonte natural de chumbo é o minério 
galena, uma forma de sulfeto de chumbo. O chumbo ainda ocorre em 
concentrações-traço no carvão, petróleo e associado aos minerais de 
outros metais.Em geral, os sais inorgânicos de chumbo possuem baixa solubili-
dade em água, as únicas exceções são: o nitrato, o clorato e em menor 
grau, o cloreto de chumbo. O Pb forma compostos orgânicos estáveis, 
onde o átomo de carbono está diretamente ligado ao de chumbo, como 
o chumbo tetraetila e o chumbo tetrametila. Estes compostos, ambos 
líquidos incolores, possuem baixa solubilidade em água e são volá-
teis. Eles foram utilizados em todo o mundo como aditivos à gasolina 
e transformaram o chumbo em um dos poucos metais considerados 
como um poluente global.
56 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
4.3.2 Fontes de Emissão
Apesar de processos naturais, como o intemperismo das rochas, 
formação de aerossóis continentais, marinhos ou de emissões vulcâni-
cas e o decaimento radioativo do radônio lançarem Pb no ambiente, 
suas contribuições para os níveis ambientais de Pb são pequenas com-
paradas com as fontes antropogênicas. As principais fontes de emissão 
de chumbo para o ambiente, que são signifi cativas para a saúde huma-
na, provêm das suas aplicações industriais e tecnológicas.
Os usos de compostos de chumbo pelo homem, assim como ocor-
reu com outros metais, mudaram ao longo do tempo. Estas mudanças 
foram em decorrência principalmente do reconhecimento de sua toxi-
cidade e do surgimento de produtos alternativos menos tóxicos e de 
baixo custo. Por exemplo, alguns usos que foram muito reduzidos ou 
eliminados: como pigmentos em tintas e em outros produtos químicos, 
como inseticida, como protetor/isolante de cabos, em encanamentos e 
como aditivo na gasolina. Embora, a diminuição ou as restrições aos 
usos do Pb tenham reduzido seus níveis em diversos compartimentos 
ambientais e consequentemente a exposição humana, eles deixaram 
um passivo ambiental signifi cativo.
Atualmente, o chumbo é classifi cado como um poluente global, 
isto é, está presente em toda a biosfera. Devido ao uso extensivo do 
chumbo tetraetila e tetrametila como aditivos na gasolina e ao seu efi -
ciente transporte atmosférico, o Pb é encontrado em ecossistemas em 
todo o globo, mesmo distante de fontes antrópicas ou naturais. Estes 
compostos de Pb foram usados em diversos países por mais de 50 anos, 
chegando ao máximo do seu consumo em 1973. Neste ano, foram con-
sumidos no mundo cerca de 380 000 toneladas de Pb para a fabricação 
destes compostos e estimou-se a emissão de pelo menos 266 000 tone-
ladas de Pb para o ambiente desta fonte. Entretanto, desde o fi nal dos 
anos 1970, vários países introduziram leis limitando ou substituindo o 
uso do chumbo tetraetila como aditivo à gasolina, o que levou à redu-
ção dos seus níveis ambientais nas últimas décadas.
Em 1975, o consumo mundial de chumbo foi de cerca de 4,1 mi-
lhões de toneladas. Nesta época, dentre as diversas aplicações do 
chumbo, o seu uso em baterias pela indústria automotiva consumiu 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 57
cerca de 56 % do total da sua produção. A fabricação de baterias é 
a atividade antropogênica que mais utiliza o Pb. Ela usa tanto o Pb 
metálico, na forma de uma liga com o antimônio, como os óxidos de 
chumbo. A indústria de baterias também é a maior fonte de Pb para a 
reciclagem. Estima-se que até 80 % do chumbo presente nas baterias 
são recuperados em indústrias de fundição.
Outras atividades antropogênicas como fundições e indústrias 
metalúrgicas, incineradores de resíduos, usinas de produção de energia 
através da queima de carvão ou óleo são fontes pontuais de chumbo, 
podendo gerar signifi cativas contaminações locais, dependendo das 
medidas adotadas para o controle das emissões. Entretanto, a maior 
parte desta contaminação, quando lançada no solo/sedimentos ou na 
água, tende a se concentrar próximo às fontes devido principalmente à 
genérica baixa solubilidade em água dos compostos de Pb. Somente as 
emissões atmosféricas de chumbo geram uma dispersão signifi cativa 
da contaminação, especialmente uma fração desta (cerca de 20 %), que 
permanece em suspensão no ar por um longo tempo, podendo ser trans-
portada a longas distâncias das fontes. O tempo de residência do Pb na 
atmosfera e o alcance da sua contaminação dependem de vários fatores, 
como altura das chaminés, topografi a local, força dos ventos, material 
particulado presente e ocorrência e quantidade de precipitação.
Várias outras fontes de chumbo podem ocorrer como em antigos 
encanamentos ou tintas, soldas, vernizes para cerâmica, cosméticos, 
baterias usadas e descartadas, etc. Alguns destes usos podem ser im-
portantes para exposição de subgrupos populacionais. Por exemplo, 
foi estimado que cerca de 50 % das tintas, contendo pigmento de Pb, 
são removidos das superfícies onde foram aplicadas em um período 
de sete anos, gerando partículas com Pb e contaminando o solo próxi-
mo. Estas fontes podem ser signifi cativas para bebês e crianças peque-
nas que comumente ingerem pequenas partículas depositadas no solo 
e chão das residências.
4.3.3 Efeitos Tóxicos no Homem
A exposição humana ao chumbo, através da água, comida, ar e 
outras fontes, pode variar bastante entre os indivíduos e grupos po-
58 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
pulacionais. Um grupo crítico é o de crianças até 6 anos. Elas possuem 
um maior risco de exposição ao chumbo devido as suas características 
próprias, como colocar na boca tudo que alcançam, o maior consumo 
de alimentos e líquidos por unidade de peso que os adultos, a barreira 
hematoencefálica não está plenamente desenvolvida, a maior absorção 
gastrointestinal do Pb ingerido e o fato de os efeitos tóxicos do Pb ocor-
rerem em níveis mais baixos que nos adultos. Observou-se que a poei-
ra, em geral, e principalmente pequenos fragmentos da pintura das 
paredes, com tintas à base de chumbo, depositadas no chão dentro ou 
próximo das casas são importantes fontes de chumbo para este grupo. 
Outro grupo com maior risco de exposição ao Pb são de mulheres grá-
vidas. Como a placenta não é uma barreira efetiva ao chumbo, podem 
ocorrer efeitos tóxicos no feto.
Do ponto de vista da absorção do chumbo, vários estudos indica-
ram que cerca de 35 % do Pb inalado se depositam nos pulmões, sendo 
função do tamanho das partículas inaladas. Já o trato gastrointestinal 
absorve cerca de 10 % do chumbo ingerido em adultos e de 40-50 % em 
crianças. Esta absorção é infl uenciada por fatores nutricionais e pela 
dieta. As solubilidades dos diferentes compostos de chumbo variam 
bastante e devem ser consideradas para estimar a absorção do Pb.
O chumbo incorporado pelo organismo é distribuído em três 
grandes compartimentos: o sangue, os tecidos moles e os tecidos mine-
ralizados (dentes e ossos). Aproximadamente 95 % do chumbo presen-
te no organismo de adultos se concentram nos ossos, enquanto para as 
crianças esse valor cai para cerca de 70 %. Os teores de Pb nos ossos 
aumentam com a idade, sendo mais evidentes em ossos densos de ho-
mens. A meia-vida biológica do chumbo nos ossos pode ser de vários 
anos. Entretanto, o Pb pode ser liberado dos ossos por diversos proces-
sos naturais de descalcifi cação que ocorrem, por exemplo, em pessoas 
idosas ou mulheres grávidas, aumentando os níveis de chumbo no 
sangue. A quase totalidade do Pb presente no sangue está ligada aos 
eritrócitos. A meia-vida biológica do chumbo no sangue pode variar 
bastante dependendo do teor total de chumbo no organismo sendo, 
entretanto menor (p. ex. dias e meses) que nos ossos. Da mesma forma, 
a meia-vida nos tecidos moles também é muito menor que nos ossos, 
sendo da ordem de meses. Portanto, do ponto de vista biocinético, há 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 59
dois grandes compartimentos: um relativamente estável que tende a 
aumentar com o tempo de vida (ossos) e outro relativamente lábil (san-
gue e tecidos moles) que refl etem a exposição recente ao chumbo.
O chumbo não absorvido pode ser excretado principalmente pela 
urina (cerca de 76 %) e pelas fezes (cerca de 16 %). O restante é eliminado 
por várias vias diferentes (suor, perda de cabelo, etc.)pouco estudadas.
Experimentos com animais mostraram que os compostos orgâni-
cos de chumbo (Pb tetraetila e tetrametila) podem ser transformados 
nos seus derivativos (Pb trietila e trimetila) e no chumbo inorgânico, 
porém este processo não foi observado no homem.
Os estudos dos efeitos tóxicos do chumbo no homem podem ser 
divididos em dois tipos principais: estudos retrospectivos, onde se in-
vestigou a mortalidade de indivíduos expostos a altas concentrações 
de chumbo em relação a grupos-controle, e estudos das taxas de mor-
bidade resultantes dos efeitos adversos do chumbo em órgãos e siste-
mas específi cos. No primeiro grupo, observou-se um maior número de 
mortes relacionadas com doenças cerebrovasculares e nefrites crôni-
cas. No segundo grupo, obteve-se, em alguns casos, o nível de chumbo 
no sangue onde não se observou efeito adverso (NOAEL) em um gru-
po populacional. Em todos os casos, danos no sistema hematopoiético 
foi o primeiro efeito adverso observado, sendo o mecanismo de ação 
tóxica do Pb bem conhecido.
A toxidade do chumbo é devida, principalmente, a sua interferên-
cia em diferentes sistemas enzimáticos. Ele inativa as enzimas tanto 
pela sua ligação aos seus grupos sulfi drilas quanto pela substituição 
de outros metais nas suas estruturas. Assim, vários órgãos são alvos 
potenciais do chumbo e vários são os efeitos tóxicos relacionados ao 
Pb. Eles incluem efeitos adversos no fígado, na síntese heme, nos sis-
temas nervoso, gastrointestinal, cardiovascular, renal, reprodutivo e 
endócrino. Em exposições crônicas a baixas concentrações, condições 
de exposição típicas da população em geral, os efeitos críticos mais co-
muns observados ocorrem no sistema nervoso, nos rins, na síntese do 
heme, na eritropoiese e na pressão arterial.
Dentre os efeitos no sistema nervoso, observou-se a ocorrência 
de encefalopatias em adultos e crianças, quando os níveis de chum-
bo no sangue excederam 1 200 μg/L e 800 μg/L, respectivamente. 
60 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Em crianças, este quadro frequentemente levou à morte. Dentre as 
que sobreviveram, constatou-se a ocorrência de sequelas neuroló-
gicas e neuropsicológicas irreversíveis, em muitos casos. Por ou-
tro lado, os efeitos subclínicos nas funções neurocomportamentais, 
principalmente em crianças, ocorreram em níveis mais baixos de 
Pb no sangue. Vários estudos, tanto seccionais quanto prospectivos, 
indicaram que um aumento dos níveis de chumbo no sangue de 
crianças (de 100 μg/L para 200 μg/L) causou uma diminuição nos 
seus resultados em testes de QI.
Existem dois tipos principais de efeitos tóxicos do chumbo nos 
rins. O primeiro é caracterizado funcionalmente pelo aumento da ex-
creção de aminoácidos, fosfatos e glicose; sendo reversível e ocorrendo 
após exposições curtas. O segundo tipo de efeito renal é caracterizado 
anatomicamente por mudanças estruturais que diminuem a capaci-
dade de fi ltração. Estas mudanças são progressivas e podem levar à 
paralisação dos rins. Este segundo efeito foi observado no passado, 
associado a exposições ocupacionais ao chumbo.
Em relação aos efeitos carcinogênicos dos compostos de chum-
bo em humanos, a agência internacional de pesquisa em câncer consi-
dera que as evidências existentes são inadequadas para que se possa 
concluir se existe uma relação positiva ou não. Por outro lado, experi-
mentos com animais de laboratório indicaram uma associação entre a 
ingestão de altas doses de chumbo e a ocorrência de tumores renais. 
Da mesma forma, efeitos mutagênicos foram observados em culturas 
de células de mamíferos apenas em concentrações elevadas que eram 
também tóxicas para as células.
Existem poucas informações sobre as relações de dose–resposta e 
dose–efeito e mesmo a frequência da ocorrência de efeitos tóxicos, para 
os compostos orgânicos de chumbo. Elas são restritas aos trabalhado-
res ocupacionalmente expostos a estes compostos.
4.3.4 Efeitos Tóxicos na Biota
Uma característica química marcante do chumbo é a sua baixa 
solubilidade no ambiente. Os sais inorgânicos de chumbo tendem a 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 61
precipitar das soluções e a se associarem ao solo ou sedimentos, ad-
sorvendo fortemente as partículas. Consequentemente apresentam, 
em geral, baixa biodisponibilidade, sobretudo quando existe maté-
ria orgânica no meio. A biota pode incorporar o Pb diretamente da 
deposição atmosférica ou indiretamente após sua transferência do 
solo ou da água para as plantas e das plantas para os animais. Exis-
tem evidências de que as plantas podem assimilar o Pb tanto do ar 
quanto dos solos. As características químicas dos solos (p. ex. pH do 
solo, concentração e tipo de matéria orgânica presente, etc.) afetam os 
teores de Pb acumulado nos mesmos. Entretanto, em geral, os níveis 
observados em áreas remotas, longe de fontes antropogênicas diretas 
de Pb, refl etem os níveis presentes das rochas, em média 5-25 mg/kg. 
Acredita-se que muitas vezes o chumbo está adsorvido à superfície 
dos organismos e não incorporado ao seu tecido. De qualquer forma, 
os organismos consumidores bioacumulam os compostos de chumbo 
através da sua dieta. Entretanto, no caso do chumbo, não ocorre bio-
magnifi cação ao longo da cadeia trófi ca. A incorporação do Pb pelos 
organismos também é função dos níveis ambientais deste metal, o 
que por sua vez está relacionado com a distância das fontes deste 
elemento.
Em geral, os compostos inorgânicos de chumbo são menos tó-
xicos do que os compostos organometálicos do chumbo (p. ex. Pb 
tetraetila ou Pb trietila). A toxicidade do Pb é principalmente contro-
lada pela concentração da sua espécie iônica (Pb+2) livre, que por sua 
vez determina, em grande parte, a sua biodisponibilidade. A toxici-
dade das espécies inorgânicas de Pb é infl uenciada pelas condições 
do meio (p. ex. dureza, pH, salinidade, etc.). Consequentemente, a 
incorporação biológica do chumbo por organismos aquáticos tam-
bém é infl uenciada por vários fatores ambientais, como temperatu-
ra, salinidade, pH e teor de matéria orgânica dissolvida. Em ensaios 
com organismos aquáticos, os sais inorgânicos de Pb foram tóxicos 
para organismos marinhos e de água doce quando as concentrações 
eram maiores que 500 mg/L e 40 mg/L, respectivamente. A menor 
toxicidade do Pb em soluções com alta força iônica (marinha) se deve 
provavelmente à menor solubilidade do Pb quando destas condições 
físico-químicas.
62 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Nas bactérias, a maior parte do chumbo se acumula na pare-
de celular, o que é similar ao que ocorre com plantas superiores. 
Aparentemente, existe pouca translocação do chumbo incorporado 
pelas raízes das plantas para suas outras partes. A incorporação do 
chumbo diretamente do ar pelas folhas pode ocorrer, mas não pa-
rece ser signifi cativa. A maior parte do chumbo retido pelas plantas 
fi ca apenas adsorvida à superfície das raízes e folhas. Assim, so-
mente quando altas concentrações de chumbo são adicionadas aos 
solos (100 mg/kg a 1 000 mg/kg), pode-se observar efeitos tóxicos 
na fotossíntese e crescimento das plantas. Por exemplo, nos níveis 
comumente encontrados no ambiente, o chumbo não afeta signifi ca-
tivamente as plantas aquáticas.
Nos animais, existe uma correlação entre o teor de chumbo nos 
seus organismos e nas suas dietas, sendo a distribuição ligada dire-
tamente com o metabolismo de cálcio. Em golfi nhos, foi observada a 
transferência do Pb das mães para seus fi lhotes durante os períodos de 
desenvolvimento fetal e lactação.
Nos pássaros, os sais inorgânicos de Pb foram tóxicos apenas 
em níveis elevados na dieta (maiores que 100 mg/kg). Vários efei-
tos foram relatados nestas doses elevadas (p. ex. diarreia, anorexia, 
perda de peso, etc.) basicamente relacionados com o consumo de 
comida. Porém, como essas doses são muito acima das observadas 
normalmente no meio, não se deve esperar efeitos adversos signi-
fi cativos em decorrência da exposição ambiental aos sais inorgâ-
nicos de chumbo. Jáo chumbo metálico, principalmente na forma 
de fragmentos de balas, é altamente tóxico quando ingerido pelos 
pássaros e tem causado o envenenamento de um grande número de 
aves. Foram observados diversos pássaros selvagens com grande 
quantidade (20 ou mais) destes fragmentos em seu aparelho diges-
tivo. Finalmente, no passado, a produção de gasolina com chumbo 
tetraetila causou repetitivos incidentes com grande mortandade de 
pássaros em estuários próximos a empreendimentos industriais. 
Detectou-se elevados níveis de chumbo, na forma organometálica, 
no fígado dos animais.
No caso dos peixes, o chumbo se acumula principalmente nas 
brânquias e na pele devido à adsorção, e no fígado, nos rins e nos os-
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 63
sos com o aumento da idade. Entretanto, a sua acumulação do meio é 
lenta, podendo levar várias semanas para as concentrações de chum-
bo nos tecidos dos peixes entrarem em equilíbrio com as suas concen-
trações do meio. Já nos ovos de peixes parecem acumular o chumbo 
na sua superfície, não atingindo o embrião. De maneira análoga, nos 
moluscos o Pb se acumula nas conchas carbonáticas e não nos seus 
tecidos, sendo proporcional às concentrações de Pb nos sedimentos. 
Os estágios juvenis dos peixes são mais sensíveis aos efeitos tóxicos 
do Pb que os adultos ou os ovos. Os sinais típicos de toxicidade são: 
a deformidade na espinha e o escurecimento na região caudal. Os li-
mites máximos aceitáveis para o Pb inorgânico foram determinados 
para várias espécies sob diferentes condições, variando de 0,04 mg/L 
a 0,198 mg/L. Para que estes ensaios ecotoxicológicos sejam represen-
tativos, é fundamental que a concentração do chumbo dissolvida seja 
medida, visto que ela pode representar uma pequena fração do Pb 
total adicionado no ensaio.
Em oposição ao comportamento dos compostos inorgânicos de 
Pb, o chumbo tetraetila é mais tóxico, sendo rapidamente incorporado 
pelos organismos aquáticos e eliminado após o fi m da exposição. Sua 
distribuição nos organismos não segue necessariamente o metabolis-
mo do cálcio, como os sais inorgânicos de chumbo.
A contaminação por chumbo pode alterar a estrutura de comuni-
dades biológicas devido às diferentes sensibilidades das várias popu-
lações presentes no ecossistema.
4.3.5 Limites de Exposição
No Brasil, o limite para o chumbo na água potável é de 0,01 mg/L, 
de acordo com a Portaria MS 2914/2011. Entretanto, nos EUA, a USEPA 
utiliza uma abordagem diferente. Se mais de 10 % das amostras de água 
de uma estação de tratamento de água ultrapassar um valor de 0,015 
mg/L, deve-se tomar medidas para reduzir os níveis de Pb.
Os níveis médios de chumbo no ar são geralmente abaixo de 
0,15 μg/m3 em áreas rurais. Em áreas urbanas, os níveis são mais 
elevados, em média 1,1 μg/m3, principalmente em áreas com gran-
64 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
de tráfego de veículos automotores. Alguns estudos sugerem que 
1 μg Pb/m3 de ar contribui com cerca de 19 μg Pb/L de sangue em 
crianças e 16 μg Pb/L de sangue em adultos. Entretanto, para certos 
grupos populacionais (p. ex. crianças menores de seis anos) outras 
rotas de exposição podem ser mais signifi cativas que o ar inalado e 
devem também ser consideradas.
O nível de chumbo no sangue é considerado o melhor indicador 
de exposição ambiental recente a este metal, podendo ainda fornecer 
uma estimativa razoável da dose corpórea de chumbo para situações 
de exposições constantes. Assim, vários estudos correlacionaram os 
diferentes efeitos biológicos do chumbo com seus níveis no sangue, 
indicador de dose interna. Atualmente se considera como níveis de 
base para o chumbo no sangue, quando não há uma contribuição an-
tropogênica signifi cativa, na faixa de 10 μg/L a 30 μg/L.
Vários estudos determinaram os níveis mais baixos de chum-
bo no sangue que causaram diferentes efeitos adversos (LOAELs). 
Para adultos considerou-se desde efeitos cognitivos até hematoló-
gicos e neurológicos, sendo a elevação da protoporfirina eritroci-
tária livre (biomarcador de efeito) o efeito crítico, aquele que se 
desenvolve primeiro a partir de níveis de exposição mais baixos, 
neste caso 150 μg/L.
Para as crianças foram considerados efeitos tóxicos similares, 
sendo que neste caso os efeitos críticos foram defi ciências cognitivas, 
surdez e alterações no metabolismo da vitamina D. Entretanto, eles 
ocorrem, em geral, a partir de níveis mais baixos que os observados em 
adultos. O LOAEL (concentração de chumbo no sangue), para o efeito 
crítico em crianças, está entre 100 μg/L e 150 μg/L, sendo recomenda-
do pela OMS o valor mais baixo desta faixa.
Portanto, para proteger a população em geral dos efeitos tóxicos 
do chumbo, preconiza-se que pelo menos 98 % das pessoas expostas, 
incluindo crianças até 6 anos, não tenham níveis de chumbo no sangue 
acima deste valor, o que acarreta que os níveis de chumbo no ar não 
devam ser maiores que 0,5 μg/m3. Nestas estimativas está incluída a 
contribuição do chumbo no ar para os teores de chumbo no sangue, 
assim como os seus níveis de base, ambos referidos acima.
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 65
4.4 ARSÊNIO
4.4.1 Características Gerais
O arsênio (símbolo As, número atômico 33, número de massa 
74.91) é um metaloide (possuindo tanto propriedades dos metais como 
dos ametais) do mesmo grupo do nitrogênio, fósforo, antimônio e bis-
muto da tabela periódica. Ele ocorre em quatro estados de oxidação. 
Em condições moderadamente redutoras o arsenito (estado de oxida-
ção +3) pode ser a forma dominante do As, mas em condições oxi-
dantes (p. ex. oxigenadas), a forma predominante de As é o arsenato 
(estado de oxidação +5). Apenas em condições fortemente redutoras, o 
arsênio elementar (estado de oxidação 0) e a arsina (estado de oxidação 
-3) estão presentes. Portanto, os estados de oxidação +3 e, principal-
mente, o +5 são os mais comuns do As no ambiente.
O As e seus compostos são amplamente distribuídos na natureza, 
em média 2 mg/kg na crosta terrestre, ocorrendo de diversas formas 
no ambiente (p. ex. cristalina, amorfa, vítrea, etc.). Rochas fosfáticas 
e sedimentares argilosas, como o folhelho, podem conter altos níveis 
de As, como 200 mg/kg a 900 mg/kg. O arsênio é o principal consti-
tuinte de mais de 200 tipos de minerais, principalmente arsenatos e 
sulfetos. Dentre eles o mais comum é a arsenopirita, FeAsS. Devido à 
afi nidade do As pelo enxofre, ele tende a estar associado aos minérios 
sulfíticos de vários metais (p. ex. prata, chumbo, cobre, níquel, antimô-
nio, cobalto e ferro). Os diferentes compostos de As estão geralmente 
em concentrações-traço nos diferentes compartimentos ambientais (p. 
ex. ar, águas, solos, etc.). Entretanto, níveis mais elevados são encon-
trados em determinadas áreas, resultantes de fontes naturais (p. ex. 
intemperismo de minérios de As) ou antropogênicas (p. ex. mineração, 
fundição, queima de combustíveis fósseis e uso de pesticidas). Nestas 
áreas, os níveis de As nos solos, por exemplo, podem variar de alguns 
miligramas a mais de 100 mg/kg.
Enquanto o As elementar é insolúvel em água, os sais de arsênio 
possuem diferentes solubilidades dependendo do pH e da composi-
ção iônica do meio. Existem vários compostos de As com importância 
ambiental. Do ponto de vista biológico e toxicológico pode-se dividir 
66 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
os compostos de As em três grupos principais: compostos inorgânicos 
de As (III e V) (p. ex. trióxido de arsênico, arsenato de sódio, tricloro 
arsênico e pentóxido de arsênico, arsenato de cálcio e ácido arsênico), 
compostos orgânicos de As (p. ex. ácido arsanílico, ácido metilarsônico 
e arsenobetaína) e gás arsina. Podem ocorrer alterações na especiação 
química do As no ambiente, com mudanças do estado de oxidação, de-
pendendo das condições físico-químicas do meio (p. ex. pH, Eh, etc.).
4.4.2 Fontes de Emissão
As emissões naturais globais de arsênio foram estimadas em 
7 900 toneladas por ano, enquanto as emissões antropogênicas são 
muito superiores,cerca de 23 600 toneladas. A principal fonte natural 
de arsênio para a atmosfera é a atividade vulcânica, enquanto a fun-
dição de metais, queima de combustíveis fósseis e o uso de pesticidas 
são as principais atividades humanas que contribuem para emissões 
atmosféricas de As, podendo ainda contaminar sistemas aquáticos. 
De forma análoga, as concentrações de As em solos não contamina-
dos são geralmente na faixa de 0,2 mg/kg a 40 mg/kg, entretanto ní-
veis de 100 mg/kg a 2 500 mg/kg foram medidos em solos próximos 
a fundições de cobre ou hortas onde houve extensivas aplicações de 
pesticidas contendo arsênio. Por fi m, pilhas de rejeitos de atividades 
de mineração também podem ser uma fonte importante de As para 
solos e ecossistemas aquáticos.
Comercialmente, o arsênio é produzido principalmente por meio 
da redução do trióxido de arsênio (As2O3), o qual é obtido como sub-
produto durante a fundição de minérios de outros metais. A produ-
ção global de arsênio aumentou até meados dos anos 1940 (em 1943, 
estimou-se que esta produção era de 70 000 toneladas anuais). Com 
a mudança nos usos do arsênio, inseticidas à base de arsênio foram 
substituídos por outras formulações, esta produção se estabilizou e 
eventualmente foi reduzida. Por exemplo, em 1975, a produção mun-
dial foi de 60 000 toneladas. Entretanto, a utilização do As em defensi-
vos agrícolas ainda ocorre, variando de um país para outro, de acordo 
com suas respectivas legislações e mesmo onde foi banida, como nos 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 67
Estados Unidos da América, podem existir resíduos signifi cativos em 
áreas com histórico de aplicações intensivas como, por exemplo, de 
32 kg/hectare a 700 kg/hectare de arsenato de chumbo. No início dos 
anos 1980, estimou-se que o uso do arsênio no mundo foi de 16 000 
toneladas/ano como herbicida, 12 000 toneladas/ano como secante 
ou desfolhante para a cultura do algodão e 16 000 toneladas como 
preservativo para madeiras (fungicida), sendo que este uso aumentou 
bastante nas últimas décadas. O As ainda é utilizado na produção de 
vidro, ligas metálicas, na preservação de couro e nas indústrias farma-
cêuticas e de semicondutores. Compostos de arsênio ainda são usados 
na produção de pigmentos.
Dados de 1986 indicavam que cerca de 5 000 toneladas/ano de 
As2O3 eram importadas pelo Reino Unido para diversos usos. Estes 
processos geram emissões estimadas de As de 650 toneladas/ano da 
indústria de metais não ferrosos, 188 toneladas/ano da produção de 
ferro e aço (sendo 9 toneladas/ano para atmosfera e 179 toneladas/
ano de resíduos sólidos), 1 135 toneladas/ano da queima de combus-
tíveis fósseis (sendo 297 toneladas/ano para a atmosfera e 838 tonela-
das/ano de resíduos sólidos).
Uma pesquisa realizada nos países da União Europeia (UE) indicou 
que houve signifi cativas reduções das emissões atmosféricas de As em 
vários países da comunidade europeia durante os anos 1980 e início dos 
anos 1990. Estimou-se o total de emissões atmosféricas de As da UE em 
1990 em 575 toneladas, destes 492 toneladas eram provenientes da pro-
dução de energia pela queima de carvão e petróleo e 77 de processos pro-
dutivos, principalmente produção de ferro e aço e de metais não ferrosos.
Como resultado dos diferentes usos do arsênio e seus compostos, 
existem diversas formas nas quais o homem pode fi car exposto a este 
elemento.
4.4.3 Efeitos Tóxicos no Homem
Existem vários compostos diferentes de As, tanto inorgânicos 
quanto orgânicos, no ambiente. Os compostos inorgânicos de As po-
dem causar desde efeitos agudos (p. ex. morte) até crônicos (p. ex. 
câncer), os quais podem ser tanto locais quanto sistêmicos. De uma 
68 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
maneira geral, a toxicidade do As depende de sua especiação química 
(p. ex. orgânico ou inorgânico; As+5 ou As+3). O As pode afetar vários 
sistemas e órgãos, como a pele e os sistemas: respiratório, cardiovas-
cular, imune, genitourinário, reprodutivo, gastrointestinal e nervoso.
Os sinais clínicos de exposição crônica ao arsênio podem variar 
bastante. Aumento da salivação, dispepsia irregular, cólicas abdomi-
nais, diminuição da atividade sexual e perda de peso também foram 
relatados frequentemente. Em geral, ocorrem mudanças na pele e nas 
mucosas e lesões neurológicas, vasculares e hematológicas.
A pele é um órgão crítico na exposição a compostos inorgânicos 
de arsênio. Os sintomas mais comumente observados são hipercera-
tose, verrugas e melanose. Lesões eczematoides, com vários graus de 
gravidade, também podem ocorrer.
A ação neurotóxica do arsênio e seus compostos inorgânicos 
foi observada em trabalhadores de fundições, causando neuropatia 
periférica. Indivíduos expostos cronicamente à poeira contendo ar-
sênio tiveram uma diminuição na velocidade de condução do nervo 
periférico.
Estudos epidemiológicos observaram um aumento na mortalida-
de de trabalhadores expostos a altos níveis de arsênio no ar por doen-
ças cardiovasculares. Dentre elas, foi relatado um distúrbio vascular 
periférico que resulta na gangrena das extremidades, chamado black-
foot disease, neste caso em decorrência da exposição oral crônica à água 
com altos níveis de As.
Compostos inorgânicos do As causam um efeito inibidor na he-
matopoiese, levando a um quadro de anemia e em casos mais graves a 
agranulocitose ou trombopenia.
Existem evidências sufi cientes na literatura científi ca que os com-
postos inorgânicos de As causam câncer na pele e nos pulmões de hu-
manos. Entretanto, as evidências de desenvolvimento de câncer em 
animais de laboratório não são conclusivas, devido às limitações dos 
estudos realizados até agora (p. ex. número de animais e de doses usa-
dos e tempo de exposição insufi ciente).
Vários estudos com seres humanos demonstraram uma relação 
dose–efeito entre o aumento do risco de câncer e a exposição às espé-
cies inorgânicas de As (tanto do As+5 quanto do As+3) em trabalhadores 
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 69
de fundições, mineiros e aqueles envolvidos na produção de pesticidas 
à base de As. O câncer de pulmão é considerado o efeito crítico resul-
tante da inalação de compostos de As.
Estudos sobre as possíveis interações entre o fumo e a exposição 
ao As inorgânico não foram conclusivos. Alguns resultados sugeriram 
que os riscos eram multiplicativos, entretanto outros resultados indi-
caram que os riscos poderiam ser aditivos. Alguns estudos sobre po-
pulações que vivem próximas de fundições de cobre e outras fontes 
pontuais de emissões atmosféricas de As mostraram um aumento mo-
derado na mortalidade por câncer de pulmão, embora outros estudos 
não detectassem este efeito em situações de exposição análogas.
Observou-se uma taxa de mortalidade signifi cativamente elevada 
por câncer de bexiga, pulmão, fígado, rins, pele e colo, em uma popu-
lação que reside em uma área de Taiwan, com altos níveis naturais de 
As no seu suprimento de água. Um aumento na frequência de aberra-
ções cromossômicas foi encontrado em linfócitos de vasos sanguíneos 
periféricos de pacientes com psoríase tratados com As e em viniculto-
res e trabalhadores de fundições de cobre expostos ao As.
As relações entre a exposição ao As e outros efeitos à saúde do 
homem são menos claras. As evidências são mais fortes em relação à 
hipertensão, apenas sugestivas para diabetes e efeitos reprodutivos, e 
fracas para doenças cerebrovasculares, efeitos neurológicos irreversí-
veis e câncer em outros tecidos que não o pulmão, a bexiga, os rins e 
a pele.
4.4.4 Efeitos Tóxicos na Biota
Tanto as biotas aquáticas quanto as terrestres possuem uma gran-
de faixa de sensibilidades às diferentes espécies de As, dependendo 
de fatores bióticos e abióticos. Em geral, as espécies inorgânicas de As 
são mais tóxicas que as orgânicas e entre elas os compostos de As+3 são 
mais danosos que os compostos de As+5.
Existem diferenças marcantes entre os mecanismos de incorporação 
e toxicidade das diferentes espécies de As entre os organismos, o que ex-
plica as diferençasde sensibilidade entre as espécies. Considera-se que o 
70 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
principal mecanismo de toxicidade do As+3 ocorre pela sua ligação aos 
radicais sulfi drilas das proteínas, enquanto o As+5 afeta a fosforilação 
oxidativa pela competição pelos sítios de ligação com fosfato, funcio-
nando como um análogo do fosfato. Em ecossistemas onde existem 
níveis elevados de fosfato, a toxicidade do arsenato para a biota é, de 
maneira geral, reduzida.
Os compostos de As podem causar efeitos crônicos e agudos em 
indivíduos, populações e comunidades dependendo das espécies bió-
ticas presentes, do tempo de exposição, da concentração, de quais es-
pécies de As estão presentes e das alterações fi siológicas consideradas. 
Estas alterações variam desde a mortalidade, passando pela inibição 
do crescimento ou da fotossíntese ou da reprodução, até mudanças 
comportamentais.
Ecossistemas contaminados por As, como ocorre de maneira ge-
ral em casos de contaminação ambiental, são caracterizados por uma 
baixa diversidade de espécies e de indivíduos por espécie. Somente es-
pécies resistentes ao As poderão estar presentes, nos casos de sistemas 
altamente poluídos.
4.4.5 Limites de Exposição
Nos EUA, a Agência de Proteção Ambiental (USEPA) adotou a 
dose de referência 0,3 μg/kg por dia, para a exposição oral crônica 
humana ao As, considerando-se como efeitos tóxicos críticos a hiper-
pigmentação, ceratose e possíveis complicações vasculares (blackfoot 
disease). Esta dose foi estimada a partir da dose 0,8 μg/kg por dia, onde 
não se observou efeito adverso (NOAEL) e utilizando um fator de in-
certeza igual a 3.
As estimativas atuais do risco de câncer em decorrência da expo-
sição a espécies de As foram obtidas de estudos com populações nos 
EUA e na Suécia. Assumindo-se uma relação linear de dose–efeito, um 
nível seguro para inalação não pôde ser estabelecido. A unidade de 
risco para uma exposição crônica a 1 μg de As/m3 é de 1,5 x 10-3, isto 
resulta em um excesso de risco durante a vida de 1:1 000 000 quando 
exposto a concentrações de 0,66 ng As/m3 .
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 71
4.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
Diferentemente da maioria dos poluentes orgânicos, uma vez 
lançados no ambiente, os metais não podem ser degradados ou de-
compostos em formas menos tóxicas. Os metais podem permanecer 
no ambiente indefi nidamente e alguns deles podem até mesmo ser 
convertidos, por processos naturais (p. ex. metilação do mercúrio), em 
formas ainda mais tóxicas do que as inicialmente emitidas. Assim, as 
diferentes formas deste grupo de elementos (sais inorgânicos, comple-
xos orgânicos, íons dissolvidos, etc.) vêm causando um grande núme-
ro de óbitos ou incapacitando várias pessoas em acidentes ocorridos 
em diversos países, e são uma prioridade nos estudos e programas de 
controle da contaminação ambiental no mundo.
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WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). International Programme on 
Chemical Safety. Environmental Health Criteria – 18. Arsenic. Disponível 
em: . Acesso 
em: 06 dez. 2009, 1981.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). International Programme 
on Chemical Safety. Environmental Health Criteria – 134. Cadmium. 
Disponível em: Acesso em: 05 dez. 2009, 1992.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). International Programme 
on Chemical Safety. Environmental Health Criteria – 135. Cadmium – 
Environmental Aspects. Disponível em: . Acesso em: 05 dez. 2009, 1992.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). International Programme on 
Chemical Safety. Environmental Health Criteria – 165. Inorganic Lead. 
Disponível em: Acesso em: 06 dez. 2009, 1995.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Air Quality Guidelines. 
Disponível em: . Acesso em: 05 dez. 2009, 2000.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Air Quality Guidelines. 
Disponível em: . Acesso em: 05 dez. 2009, 2000.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Air Quality Guidelines. 
Disponível em: . Acesso em: 06 dez. 2009, 2000.
CAPÍTULO 4 – METAIS ►◄ 73
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Air Quality Guidelines. 
Disponível em: . Acesso em: 06 dez. 2009, 2000.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Air Quality Guidelines for 
Europe (WHO), 2nd Edition. European series, no 91. Copenhagen:WHO 
Regional Publications, 2000.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). International Programme 
on Chemical Safety. Environmental Health Criteria – 224. Arsenic 
and Arsenic Compounds. Disponível em: . Acesso em: 06 dez. 2009, 2001.
WHO (WORLD HEALTH ORGANIZATION). Concise International 
Chemical Assessment Document – 50. Elemental mercury and 
inorganic mercury compounds: human health aspects. Disponível 
em: . 
Acesso em: 05 dez. 2009, 2003.
C A P Í T U L O 5
Agrotóxicos
Eduardo Cyrino Oliveira-Filho
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 77
Conhecidos como pesticides nos países de língua inglesa ou plagui-
cidas nos países de língua espanhola, os agrotóxicos são defi nidos no 
Brasil pela Lei no 7.802, de 11 de julho de 1989 como “os produtos quí-
micos destinados ao uso nos setores de produção, no armazenamento 
e benefi ciamento de produtos agrícolas, nas pastagens, na proteção de 
fl orestas, nativas ou implantadas, e de outros ecossistemas e também 
de ambientes urbanos, hídricos e industriais, cuja fi nalidade seja alte-
rar a composição da fl ora ou da fauna, a fi m de preservá-las da ação 
danosa de seres vivos considerados nocivos, bem como as substâncias 
e produtos, empregados como desfolhantes, dessecantes, estimulado-
res e inibidores do crescimento”, além dos produtos afi ns, defi nidos 
como “produtos e agentes de processosO primeiro 
é caracterizado pelas informações sobre aspectos históricos e concei-
tuais. O segundo apresenta a toxicologia de substâncias reconhecidas 
como de elevada prioridade no Brasil para avaliação e prevenção. O 
último bloco de capítulos aproxima os leitores das principais metodo-
logias utilizadas na avaliação do ambiente, da toxicidade de uma subs-
tância química, do controle de qualidade dos laboratórios de toxicolo-
gia e do risco para a saúde das pessoas em situações por contaminação 
ambiental. Inclui também outro capítulo sobre o uso da Estatística em 
estudos Toxicológicos e Ecotoxicológicos. 
Finalmente vale destacar a grande contribuição dos organizado-
res e autores deste livro para a Toxicologia no Brasil por serem pro-
fissionais atuantes em diversos segmentos e envolvidos na produção 
de dados e formação de recursos humanos em instituições de ensino e 
pesquisa. 
Por todos estes motivos, não temos dúvidas de que esta publica-
ção se trata de mais uma importante fonte de conhecimento para os 
profissionais que atuam na área da saúde humana e ambiental. 
Volney de Magalhães Câmara
Professor Titular
Instituto de Estudos em Saúde Coletiva (IESC)
Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ)
S U M Á R I O
APRESENTAÇÃO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . IX
PREFÁCIO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . XI
CAPÍTULO 1
Histórico, Evolução e Conceitos Básicos da 
Toxicologia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1
1.1 CONCEITOS E ELEMENTOS BÁSICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5
1.1.1 A Substância . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
1.1.2 O Organismo Afetado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8
1.1.3 O Efeito Adverso . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10
1.2 INTERAÇÃO ENTRE AS SUBSTÂNCIAS . . . . . . . . . . . . . . . 12
1.3 SUSCEPTIBILIDADE . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13
1.4 RELAÇÃO DOSE–RESPOSTA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
1.5 PRINCIPAIS ÁREAS DA TOXICOLOGIA . . . . . . . . . . . . . . . 15
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16
XIV ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
CAPÍTULO 2
Fundamentos da Toxicologia Ambiental . . . . . . 17
2.1 CONTAMINAÇÃO E POLUIÇÃO AMBIENTAL . . . . . . . . . . 19
2.2 CONTAMINAÇÃO AMBIENTAL E SUAS FONTES . . . . . . . 21
2.2.1 Contaminação Biológica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
2.2.2 Contaminação Física . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
2.2.3 Contaminação Química . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
2.3 ECOTOXICOLOGIA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
CAPÍTULO 3
Dinâmica, Transformação e Destino dos
Contaminantes no Ambiente . . . . . . . . . . . . . . 27
3.1 O DESTINO DOS CONTAMINANTES: TRANSFORMAÇÕES
E SUMIDOUROS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
3.2 ROTAS DE EXPOSIÇÃO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
CAPÍTULO 4
Metais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
4.1 MERCÚRIO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
4.1.1 Características Gerais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
4.1.2 Fontes de Emissão . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
4.1.3 Efeitos Tóxicos no Homem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42
4.1.4 Efeitos Tóxicos na Biota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45
4.1.5 Limites de Exposição . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46
4.2 CÁDMIO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47
4.2.1 Características Gerais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47
4.2.2 Fontes de Emissão . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48
4.2.3 Efeitos Tóxicos no Homem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50
SUMÁRIO ►◄ XV
4.2.4 Efeitos Tóxicos na Biota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
4.2.5 Limites de Exposição . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
4.3 CHUMBO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
4.3.1 Características Gerais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
4.3.2 Fontes de Emissão . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 56
4.3.3 Efeitos Tóxicos no Homem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 57
4.3.4 Efeitos Tóxicos na Biota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60
4.3.5 Limites de Exposição . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63
4.4 ARSÊNIO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
4.4.1 Características Gerais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
4.4.2 Fontes de Emissão . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66
4.4.3 Efeitos Tóxicos no Homem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67
4.4.4 Efeitos Tóxicos na Biota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69
4.4.5 Limites de Exposição . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70
4.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
CAPÍTULO 5
Agrotóxicos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75
5.1 INSETICIDAS QUÍMICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
5.1.1 Organoclorados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 79
5.1.2 Organofosforados e Carbamatos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80
5.1.3 Piretroides . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82
5.2 INSETICIDAS BIOLÓGICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85
5.3 HERBICIDAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
5.4 FUNGICIDAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89
5.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92
CAPÍTULO 6
Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos . . . . . . 95
6.1 CARACTERÍSTICAS GERAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 97
XVI ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
6.2 FONTES DE EMISSÃO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101
6.2.1 Formação de HPAs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 102
6.3 CINÉTICA E DINÂMICA DOS HPAs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104
6.4 EXPOSIÇÃO HUMANA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 111
6.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 118
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119
CAPÍTULO 7
Avaliação Ambiental . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 121
7.1 MONITORAMENTO AMBIENTAL EM
COMPARTIMENTOS ABIÓTICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125
7.1.1 Monitoramento na Água . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125
7.1.2 Monitoramento no Sedimento . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125
7.1.3 Monitoramento no Ar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 126
7.1.4físicos e biológicos que tenham 
a mesma fi nalidade dos agrotóxicos, bem como outros produtos quí-
micos, físicos e biológicos utilizados nas defesas fi tossanitárias, domis-
sanitária e ambiental, não enquadrados na defi nição anterior”.
Nesse contexto, deve-se destacar que os agrotóxicos ocupam uma 
posição peculiar entre as muitas substâncias químicas produzidas e 
utilizadas pelo homem, pois eles têm como propósito repelir ou elimi-
nar alguma forma de vida indesejável, considerada “peste” ou “pra-
ga”. De acordo com o organismo-alvo da ação, os agrotóxicos podem 
ser subdivididos em inseticidas, herbicidas, fungicidas, acaricidas, 
rodenticidas, moluscicidas e assim por diante, sendo que nos dias de 
hoje nem todos têm ação letal ou biocida. Por essa magnitude no es-
pectro de ação, este grupo de agentes químicos é um dos mais bem 
estudados, tanto do ponto de vista toxicológico como do ambiental, 
em todo o mundo.
O grande dilema dessa classe de produtos é que o ideal seria que 
fossem altamente seletivos para as espécies-alvo, ou seja, apresentas-
sem toxicidade para o organismo-alvo em níveis de exposição muito 
inferiores àqueles capazes de causar efeitos adversos para o homem 
e para outras espécies não alvo. Infelizmente a almejada toxicidade 
diferencial entre espécies “alvo” e “não alvo” é ainda insatisfatória 
para a maioria dos ingredientes ativos disponíveis, e, por esse moti-
vo, os agrotóxicos estão entre as substâncias químicas mais estudadas 
em todo o mundo, sendo objeto de diversos estudos toxicológicos e 
ecotoxicológicos.
78 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Fazendo um pequeno histórico do uso de produtos químicos com 
essa fi nalidade pode-se relatar a utilização do enxofre como fungicida 
e dos inseticidas de base metálica, fundamentalmente arsênico, que 
era o principal ingrediente ativo de várias formulações até o início do 
século XX, quando esses produtos se tornaram motivo de preocupação 
pública, na medida em que começava a serem detectados resíduos 
nos alimentos tratados. Os anos 1930 se apresentaram como a era 
da química sintética, trazendo nesse contexto o desenvolvimento de 
grande variedade de produtos agrotóxicos, tais como os inseticidas 
alquiltiocianatos, os fungicidas ditiocarbamatos e os fumigantes 
dibrometo de etileno, brometo de metila, óxido de etileno e dissulfeto 
de carbono. No início da Segunda Guerra Mundial, alguns produtos 
foram lançados em processo de investigação experimental incluindo 
o diclorodifeniltricloroetano (DDT), o dinitrocresol, o ácido 4-cloro-2-
metiloxiacético (MCPA) e o 2,4-diclorofenoxiacético (2,4-D).
Na era pós-guerra houve um rápido desenvolvimento no campo 
agroquímico, com a introdução de uma grande variedade de novos 
inseticidas, herbicidas e fungicidas. Não há como negar a efi ciência 
e a importância dessas formulações para o grande incremento da 
agricultura no mundo, e também pelo controle de vetores de doenças 
epidêmicas bem documentadas em vários países. Todavia esse uso em 
grande escala e as intoxicações observadas evidenciaram a necessidade 
de maior conscientização sobre os potenciais danos à saúde que tais 
produtos poderiam acarretar. Com a criação da Agência de Proteção 
Ambiental dos Estados Unidos da América (USEPA), em 1970, a visão 
de segurança passa a ser mais ampliada, e nesse momento começa a ser 
exigida a apresentação de vários estudos para a avaliação do potencial 
impacto do uso de tais substâncias.
A seguir serão descritos alguns dos principais grupos de agrotóxicos.
5.1 INSETICIDAS QUÍMICOS
A utilização de produtos químicos como inseticidas na agricultu-
ra cresceu tremendamente desde a Segunda Guerra Mundial. Embora 
a indústria voltada para a agricultura seja a principal produtora dos 
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 79
inseticidas, outras indústrias também produzem grande quantidade 
para uso, principalmente como desinfetantes domissanitários. Em ge-
ral, os inseticidas são subdivididos de acordo com o grupamento quí-
mico ao qual pertencem.
5.1.1 Organoclorados
Embora o DDT tenha sido sintetizado por Zeidler em 1874, fi cou 
para Paul Müller, um químico suíço, sua redescoberta em 1939, en-
quanto procurava por um veneno de contato para traças em roupas 
e ácaros em tapetes. A efetividade do DDT contra uma grande varie-
dade de insetos domésticos e agrícolas foi rapidamente demonstrada, 
levando Müller a ganhar o Prêmio Nobel em 1948 por sua pesquisa. 
Antes do fi nal da Segunda Guerra Mundial, o DDT estava disponível 
para os aliados e teve seu primeiro uso médico na supressão de uma 
epidemia de tifo em Nápoles, na Itália, durante o inverno de 1943-
1944, quando foi aplicado diretamente nos soldados para o controle 
de piolhos. A descoberta das propriedades inseticidas de outros com-
postos organoclorados, incluindo aldrin, dieldrin, endrin, clordano e 
hexaclorobenzeno, antes de 1945, teve consequências imediatas e foi 
então introduzida uma era chamada de “Era dos Inseticidas Químicos 
Sintéticos”, trazendo junto com ela um notável impacto sobre a produ-
ção de alimentos e a saúde humana.
Do meio dos anos 1940 à metade dos anos 1960, estes agentes foram 
extensivamente utilizados em todos os aspectos da agricultura, em fl o-
restas e para controlar grande variedade de insetos causadores de doen-
ças. Deste contexto surge o termo dedetização, utilizado erroneamente 
até hoje no Brasil, como um processo relativo à eliminação de organis-
mos indesejáveis, particularmente nos ambientes domésticos.
Todavia, as propriedades dos organoclorados, tais como baixa 
volatilidade, estabilidade química, lipossolubilidade, além de baixas 
taxas de biotransformação e biodegradação, fi zeram desses compostos 
excelentes inseticidas, mas também foram responsáveis por sua conde-
nação, visto que os fatores ambientais, tais como sua alta persistência 
no ambiente, os altos fatores de bioacumulação e, por sua vez, seu alto 
80 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
potencial de biomagnifi cação em diversas cadeias alimentares, torna-
ram a utilização desses produtos inviável em todo o mundo.
Investigações recentes têm demonstrado, em observações de cam-
po e em estudos com espécies de laboratório, o potencial estrogênico 
dos inseticidas organoclorados, capazes inclusive de interferir direta ou 
indiretamente com a fertilidade e a reprodução de organismos vivos.
A tabela 5.1 apresenta dados de toxicidade de alguns inseticidas 
organoclorados para mamíferos.
TABELA 5.1
TOXICIDADE DE ALGUNS INSETICIDAS ORGANOCLORADOS PARA MAMÍFEROS
Ingrediente 
Ativo
DL50 Oral
(mg/kg)
NOEL*
(mg/kg/dia)
IDA**
(mg/kg)
Aldrin 39 0,025 0,0001
Clordano 335 1,0 0,001
DDT 217 0,05 0,005
Dieldrin 46 0,025 0,0001
Endrin 18 0,05 0,0002
Heptaclor 100 0,25 0,0005
Lindano 88 1,25 0,0125
Metoxiclor 5 000-7 000 10 0,1
Mirex 740 – –
* No Observed Effect Level – Valor máximo onde não foi observado efeito adverso em um 
teste crônico.
** Ingestão Diária Aceitável – Ingestão diária máxima de uma substância química que, se 
consumida durante toda a vida, não ocasionará um efeito adverso.
Fonte: Murphy (1986).
5.1.2 Organofosforados e Carbamatos
Esses compostos são geralmente agrupados porque tem um me-
canismo de ação comum, contudo são de duas diferentes classes quí-
micas, os derivados de ésteres do ácido fosfórico ou fosforotioicos e os 
derivados de ésteres do ácido carbâmico.
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 81
Segundo informações disponíveis na literatura científi ca, os inse-
ticidas organofosforados são derivados de gases químicos sintetiza-
dos e utilizados para fi ns bélicos entre eles: Soman, Sarin e Tabun (gás 
mostarda), amplamente conhecidos como gases neurotóxicos.
Devido a sua baixa persistência no ambiente esses compostos ga-
nharam espaço, em função dos problemas observados com os organo-
clorados, e começaram gradativamente a assumir papel de destaque 
no campo agropecuário, embora sua toxicidade para mamíferos e sua 
baixa seletividade para organismos-alvo deixava no ar algumasdúvi-
das sobre o seu futuro.
Ainda nos anos 1950, a substituição do inseticida DDT pelo Para-
tion resultou em uma série de envenenamentos fatais e acidentes bi-
zarros, devido ao fato de os trabalhadores agrícolas desconhecerem 
que essa nova classe de produto era tão diferente dos “relativamente” 
inócuos inseticidas organoclorados.
Logo foi constatado que a extrema toxicidade desses compostos 
era devido, principalmente, à inativação irreversível da acetilcolines-
terase (AChE), que resultava em uma inibição prolongada. As drogas 
que inibem a acetilcolinesterase são conhecidas como agentes antico-
linesterásicos (antiChE). Cabe ressaltar que existem agentes antiChE 
com atividade terapêutica para tratamento de vários problemas de 
saúde humana, entre eles, glaucoma, miastenia, motilidade gastroin-
testinal e mais recentemente no tratamento do Mal de Alzheimer.
O monitoramento dos níveis de acetilcolinesterase em trabalhado-
res expostos a tais produtos é hoje uma condição imprescindível para a 
manutenção das condições de saúde desses indivíduos.
A tabela 5.2 apresenta alguns dos principais inseticidas organo-
fosforados e dados de sua toxicidade para mamíferos.
82 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
TABELA 5.2
TOXICIDADE DE ALGUNS INSETICIDAS ORGANOFOSFORADOS PARA MAMÍFEROS
Ingrediente 
Ativo
DL50 Oral 
Ratos 
(mg/kg)
NOEL*
(mg/kg/dia)
IDA**
(mg/kg)
Referência
Acefato 1 000 0,12 0,0012
Diazinona 1 250 0,02 0,0002
Dimetoato 358 0,22 0,0022
Dissulfoton 1,9 0,013 0,00013
Fenamifós 2,4 0,01 0,0001
Fenitrotiona 330 0,125 0,0013
Forato 1,4 0,05 0,0005 USEPA, 2007
Malationa 5 400 7,1 0,07
Metamidofós 13 0,03 0,0001
Parationa-
metílica
4,5-24 0,02 0,0002
Profenofós 358 0,005 0,00005
Temefós 444 0,3 _
Terbufós 1,5 0,005 0,00005
Triclorfon 136-173 0,2 0,002
Cadusafós 39 0,03 0,0003 JMPR, 1991
Monocrotofós 14 0,005 0,00005 JMPR, 1991
* No Observed Effect Level – Valor máximo onde não foi observado efeito adverso em um 
teste crônico.
** Ingestão Diária Aceitável – Ingestão diária máxima de uma substância química que, se 
consumida durante toda a vida não ocasionará um efeito adverso.
Fonte: JMPR (1991); USEPA (2007).
5.1.3 Piretroides
Os inseticidas piretroides pertencem a um grupo que foi introdu-
zido no mercado internacional na década de 1980.
O piretro é um extrato obtido de fl ores da espécie Chrysanthemum 
cincerariaefolium. A piretrina é um extrato mais refi nado, que contém 
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 83
seis piretrinas naturais. A piretrina I é a de maior atividade inseticida. 
Os piretroides (derivados sintéticos da piretrina) e as piretrinas são 
utilizados em muitos inseticidas, devido a sua ação rápida.
Diversos estudos foram realizados com o objetivo de modifi car 
a estrutura química das piretrinas naturais e obter novos produtos. 
Nesse contexto, vários piretroides sintéticos foram produzidos, com 
melhores propriedades físicas e químicas e maior potencial inseticida. 
Vários dos piretroides possuem formas isométricas, com estruturas 
moleculares diferenciadas que apresentam seletividade contra espé-
cies determinadas de insetos e, em certos casos, alguma toxicidade para 
mamíferos. Os primeiros piretroides sintéticos foram comercializados 
com sucesso, principalmente para o controle de insetos no ambiente 
doméstico. Mais recentemente eles também foram introduzidos com 
a fi nalidade agrícola, principalmente pela excelente atividade contra 
uma ampla variedade de insetos e devido a sua baixa persistência no 
ambiente. Atualmente, além do uso no ambiente doméstico e na agri-
cultura, os piretroides sintéticos são ingredientes ativos de inseticidas 
utilizados para uso veterinário e em jardinagem.
Segundo dados do Sistema de Informações sobre Agrotóxicos 
(SIA), os inseticidas piretroides comercialmente disponíveis incluem 
acrinatrina, aletrina, alfacipermetrina, betacifl utrina, betacipermetri-
na, bifentrina, bioaletrina, biorresmetrina, cifenotrina, cifl utrina, ciper-
metrina, d-aletrina, d-tetrametrina, deltametrina, empentrina, esbiol, 
esbiotrin, esfenvalerato, fenotrina, fenpropatrina, fenvalerato, fl uvali-
nato, imiprotrim, lambdacialotrina, permetrina, piretrina, praletrina, 
resmetrina, sumitrina, tetrametrina, transfl utrina e zetacipermetrina.
Os piretroides sintéticos são neurotóxicos, com ação sobre os sis-
temas nervosos central e periférico, pela interação com canais de sódio 
em mamíferos e/ou insetos. Uma simples dose produz sinais tóxicos 
em mamíferos, tais como tremores, hiperexcitabilidade, salivação e 
paralisia. Os sinais desaparecem rapidamente e os animais se recupe-
ram, geralmente, em uma semana. Em doses de exposição próximas 
dos níveis letais, os piretroides sintéticos causam alterações no sistema 
nervoso, tais como inchaço dos axônios e/ou degeneração da mielina 
nos nervos ciáticos. Em geral, esses inseticidas não induzem neuroto-
xicidade em longo prazo, tal como os organofosforados.
84 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Embora esses compostos não sejam considerados como de grande 
toxicidade para mamíferos, sua utilização em ambientes fechados ou 
pouco ventilados tem resultado em observações de sinais e sintomas 
de intoxicação de seres humanos. A exposição ao piretro natural é co-
nhecida por causar dermatite de contato e outros efeitos dérmicos va-
riando desde eritemas pontuais até severas erupções vesiculares.
A tabela 5.3 mostra alguns dos principais inseticidas piretroides e 
dados de sua toxicidade para mamíferos.
TABELA 5.3
TOXICIDADE DE ALGUNS INSETICIDAS PIRETROIDES PARA MAMÍFEROS
Ingrediente 
Ativo
DL50 Oral 
Ratos
(mg/kg)
NOEL*
(mg/kg/dia)
IDA**
(mg/kg)
Referência
Alfacipermetrina 64 1,5 0,02 JECFA, 1996
Bifentrina 56 1,5 0,02 JMPR, 1992
Cialotrina 51 1,5 0,002 JECFA, 2000
Cifl utrina 425 2 0,02 JECFA, 1997
Cipermetrina 247 6 0,06 USEPA, 2007
Deltametrina 31 1 0,01 JMPR, 2000
Esfenvalerato 90 1,75 0,02 JMPR, 2002
Fenpropatrina 49 3 0,03 JMPR, 1993
Fenvalerato 451 3,5 0,02 JMPR, 1984
Lambdacialotrina 56 0,5 _ WHO, 1990 
Permetrina 2 280 25 0,25 USEPA, 2007
Zetacipermetrina 86 _ 0,04 AERU, 2010
* No Observed Effect Level – Valor máximo onde não foi observado efeito adverso em um 
teste crônico.
** Ingestão Diária Aceitável – Ingestão diária máxima de uma substância química que, se 
consumida durante toda a vida não ocasionará um efeito adverso.
TGA – Therapeutics Good Administration – Australian Government (http://www.tga.gov.
au/docs/pdf/adi.pdf).
Fonte: AERU (2010); JECFA (1996, 1997, 2000); JMPR (1984, 1992, 1993, 2000, 2002 ); USEPA 
(2007); WHO (1990).
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 85
5.2 INSETICIDAS BIOLÓGICOS
O controle biológico de espécies indesejáveis tem-se constituído 
em uma interessante alternativa à utilização das tradicionais substân-
cias químicas, conhecidas por seus efeitos adversos à saúde humana e 
ao meio ambiente. Nesse contexto, os semioquímicos (feromônios), os 
inimigos naturais (nematoides, predadores e parasitoides) e os agen-
tes microbiológicos (bactérias, fungos e vírus) vêm sendo estudados 
com excelentes resultados e perspectivas para o controle de pragas. 
Entretanto, de acordo com a Lei no 7.802, de 11 de julho de 1989 (Lei de 
Agrotóxicos), para serem utilizados com essa fi nalidade, tais organis-
mos necessitam ser avaliados e registrados junto aos órgãos federais 
competentes.
Entre esses inseticidas destacam-se produtos compostos por bac-
térias, fungos, vírus e protozoários. Para a avaliação da segurança des-
ses “agrotóxicos” especiais foram criadas normas específi cas, inclusive 
no Brasil, onde são levadas em conta não só a toxicidade de possíveis 
toxinas, mas a possível patogenicidade para mamíferos e para outros 
organismos terrestres e aquáticos.
Em vários países do mundo os inseticidas biológicos vêm sendo 
utilizados com sucesso, sempre como componentes de um manejo 
integrado de pragas. No Brasil já existem alguns inseticidas biológicos 
que tem registro para uso em áreas agrícolas ou para o controle de vetoresde doenças. No presente contexto, se destacam alguns dos principais 
inseticidas biológicos, ou seja, microrganismos que possuem efeitos 
nocivos/deletérios sobre espécies consideradas alvo, entre eles, Bacillus 
thuringiensis, Bacillus sphaericus, Baculovirus anticarsia, Beauveria bassiana, 
Metharizum anisopliae. Esses microrganismos vêm sendo utilizados no 
Brasil e em vários países, sem evidências de efeitos adversos ao meio 
ambiente ou à saúde humana. A tabela 5.4 apresenta alguns resultados 
de ensaios realizados com o B. thuringiensis, um dos microrganismos 
que mais foi estudado em todo o mundo. Hoje, no Brasil existem vários 
produtos registrados tendo a bactéria B. thuringiensis como ingrediente 
ativo. Mais informações e dados sobre a segurança e a regulamentação 
desses produtos no Brasil podem ser mais bem visua lizados em 
Oliveira-Filho (2005) e Oliveira-Filho e Monnerat (2006).
86 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
TABELA 5.4
RESUMO DE DADOS TOXICOLÓGICOS DO Bacillus thuringiensis SUBMETIDOS À 
AGÊNCIA DE PROTEÇÃO AMBIENTAL DOS ESTADOS UNIDOS ATÉ 1989
B. thuringiensis 
Subespécies
Estudo/Animal
DL50/CL50
NOEL
Mortes/Sinais de Toxicidade
B. thuringiensis israelensis
Toxicidade oral aguda
Coelho
Rato
Rato
> 2,0 x 109 esporos/animal
> 2,67 g/kg
2,3 x 1010 esporos/kg
Sem infectividade
–
Sem infectividade/patogenicidade
Toxicidade dérmica aguda
Rato
Coelho
> 4,6 x 1010 esporos/kg
> 6,28 g/kg
Sem infectividade/patogenicidade
Sem infectividade/toxicidade
Toxicidade inalatória
Rato – intratraqueal 8,0 x 107 esporos/animal Sem infectividade
Dieta 3 meses
Rato
–
4 g/kg/dia/3 meses
Sem toxicidade
B. thuringiensis kurstaki
Toxicidade oral aguda
Rato > 4,7 x 1011 esporos/kg Sem infectividade/toxicidade
Toxicidade dérmica aguda
Rato > 3,4 x 1011 esporos/kg Sem infectividade/toxicidade
Irritação ocular
Coelho 0,1 mL (formulação) Sem opacidade da córnea
Toxicidade inalatória
Rato > 2,6 x 107 esporos/L Sem infectividade/toxicidade
Oral/gavagem 13 semanas
Rato
_
1,3 x 109 esporos/kg/dia
Sem toxicidade/infectividade
Oral 90 dias
Rato _ 8,4 g/kg/dia
Longo prazo 2 anos
Rato
_
8,4 g/kg/dia
Diminuição do ganho de peso em 
fêmeas da semana 10 a 104.
Sem infectividade/patogenicidade
Alimentação c/ humanos
5 homens/5 mulheres _
1 g (1 x 1010 esporos viáveis)/
dia em três dias consecutivos. 
Cultura de sangue negativa; 
5/10 mostraram B. t. viáveis 30 
dias após a alimentação
Fonte: McClintock et alii (1995).
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 87
5.3 HERBICIDAS
As primeiras substâncias químicas utilizadas para o controle de er-
vas daninhas na agricultura eram bastante complexas do ponto de vista 
toxicológico. Alguns agentes, tais como ácido sulfúrico, arsenito de só-
dio, sulfatos de cobre e ferro, óleos de petróleo, trióxido de arsênio, entre 
outros, eram de difícil manuseio e muito tóxicos.
No fi nal dos anos 1930 iniciou-se uma pesquisa mundial para 
encontrar substâncias que fossem mais seletivas para o controle de 
algumas espécies de planta. Durante a Segunda Guerra Mundial os 
Estados Unidos e o Reino Unido direcionaram grandes esforços para 
desenvolver substâncias dessa natureza que pudessem ser utilizadas 
com fi nalidades militares.
Nesse contexto, vários compostos clorofenoxiacéticos, tais como 
ácidos, sais, aminas e ésteres foram desenvolvidos e entre eles dois 
tiveram maior destaque. A mistura do 2, 4, 5-T e do 2,4-D caracterizou 
o produto conhecido em todo o mundo como agente laranja, utilizado 
pelo exército americano como desfolhante na guerra do Vietnã. Ambos 
os ingredientes tiveram uso na agricultura, contudo atualmente ape-
nas o 2, 4-D ainda é comercializado, tendo em vista alguns problemas 
envolvidos na síntese do 2, 4, 5-T, tais como a geração de subprodutos 
à base de dioxina. As dioxinas são compostos organoclorados origina-
dos como subprodutos em vários processos industriais. É um dos po-
luentes orgânicos persistentes (POPs) mais debatidos mundialmente, 
principalmente por ser considerado altamente tóxico, com proprieda-
des carcinogênicas e teratogênicas.
Uma outra classe de herbicidas importante no contexto his-
tórico são os compostos bipiridílicos. Entre esses, tem destaque o 
paraquat, sintetizado em 1882, mas tendo suas propriedades como 
herbicida somente comprovada em 1959. Esse composto também 
ficou conhecido como um específico toxicante pulmonar e se tor-
nou objeto de estudo após vários casos de intoxicação com seres 
humanos.
Atualmente, os compostos químicos para controle de ervas dani-
nhas nas culturas agrícolas são os agrotóxicos mais utilizados em todo 
o mundo. Entre esses produtos encontram-se moléculas mais recente-
88 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
mente sintetizadas, tais como as triazinas (atrazina, simazina, etc.) e as 
glicinas substituídas (sais de glifosato).
Os herbicidas se encontram entre as substâncias mais preocupan-
tes do ponto de vista ambiental, particularmente devido as suas ca-
racterísticas de mobilidade no solo, o que os leva frequentemente a 
serem mais facilmente detectados em águas subterrâneas. Nos Estados 
Unidos existe um programa nacional regular para monitoramento da 
presença de atrazina em águas subterrâneas, e por conta disso esse in-
grediente ativo é classifi cado como de uso restrito nesse país.
A utilização de herbicidas para o controle de plantas aquáticas em 
ambientes hídricos já é uma prática comum nos Estados Unidos, contu-
do no Brasil essa aplicação ainda não se confi gurou como regular sendo 
tal assunto bem apresentado e discutido por Maximiano et alii (2004).
A tabela 5.5 apresenta dados de toxicidade de alguns dos princi-
pais herbicidas utilizados no Brasil.
TABELA 5.5
TOXICIDADE DE ALGUNS HERBICIDAS PARA MAMÍFEROS
Ingrediente 
Ativo
DL50 Oral 
Ratos
(mg/kg)
NOEL*
(mg/kg/dia)
IDA**
(mg/kg)
Referência
2,4-D 639 5,0 0,005
Alaclor 930 0,5 0,01
Atrazina > 1 869 1,8 0,02
Diquat 600 0,5 0,005 USEPA, 2007
Diuron 4 721 1,0 0,003
Glifosato > 4 320 175,0 2,0
Simazina > 5 000 1,8 0,018
Trifl uralina > 5 000 2,4 0,024
* No Observed Effect Level – Valor máximo onde não foi observado efeito adverso em um 
teste crônico.
** Ingestão Diária Aceitável – Ingestão diária máxima de uma substância química que, se 
consumida durante toda a vida, não ocasionará um efeito adverso.
Fonte: USEPA (2007).
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 89
5.4 FUNGICIDAS
Como o próprio nome diz, os fungicidas são utilizados para con-
trolar doenças fúngicas nas plantas, sementes e outros produtos agrí-
colas. As formas químicas desses compostos são extremamente variá-
veis e sua aplicação envolve as fi nalidades de proteção e de cura.
Com poucas exceções a maioria dos fungicidas não é a 
comprometedora do ponto de vista da toxicidade aguda para mamíferos 
(DL50 para ratos entre 800 mg/kg e 10 000 mg/kg), todavia, praticamente 
todos são citotóxicos e muitos produzem resultados positivos nos 
sistemas-teste de mutagenicidade in vitro com bactérias. Esses resultados 
não surpreendem, já que os microrganismos (Salmonella, coliformes, 
leveduras e fungos) utilizados nesses sistemas-teste são semelhantes às 
células contra as quais os fungicidas foram desenvolvidos para atuar, 
seja por intermédio de um efeito letal direto ou pela geração de mutações 
geneticamente letais. A preocupação existente reside nos resultados 
positivos para mutagenicidade de vários fungicidas e no potencial 
preditivo de efeitos reprodutivos, teratogênicos e carcinogênicos.
Nesse contexto, vários produtos fungicidas têm sido reavaliados 
mundialmente e alguns até retirados do mercado em razão do potencial 
para efeitos crônicos dessa natureza. Entre os ingredientes ativos já ba-
nidos e excluídos do comércio estão hexaclorobenzeno (HCB), pentaclo-
rofenol, compostos organomercuriais e o benomil. Entre os ingredientes 
reavaliados e com redução de culturas proposta encontram-se captan, 
folpet, tiofanato metílico, carbendazim, vinclozolim, entre outros.
Quanto aos produtos que permanecem em utilização,além de 
várias moléculas novas, encontra-se o grupo dos ditiocarbamatos, 
contendo ingredientes ativos, tais como mancozeb, maneb, metiram; 
o grupo triazol, com destaque para tetraconazole, difenoconazole, epo-
xiconazole e tebuconazole, entre outros; o grupo dos benzimidazoles, 
com destaque para tiabendazol, carbendazim e tiofanato metílico, e 
ainda os compostos à base de cobre com amplo espectro de uso e o 
ingrediente ativo clorotalonil, pertencente ao grupo isoftalonitrila.
A tabela 5.6 apresenta dados de toxicidade de alguns dos fungici-
das utilizados no Brasil.
90 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
TABELA 5.6
TOXICIDADE PARA MAMÍFEROS DE ALGUNS FUNGICIDAS UTILIZADOS NO BRASIL
Ingrediente 
Ativo
DL50 Oral 
Ratos 
(mg/kg)
NOEL*
(mg/kg/dia)
IDA**
(mg/kg)
Referência
Clorotalonil >10 000 2,0 0,02
Carbendazim >10 000 2,5 0,025
Mancozeb >5 000 0,18 0,0002
Propiconazole 729 10,0 0,1 USEPA, 2007
Tiabendazole >2 000 10,0 0,1
Vinclozolin >10 000 1,2 0,012
Difenoconazole 1 453 0,96 0,01 USEPA, 2005b
Epoxiconazole 3 160 2,0 0,02 USEPA, 2006
Tebuconazole 3 933 3,0 0,03 USEPA, 2005a
Tetraconazole 1 031 0,73 0,0073 USEPA, 2005c
* No Observed Effect Level – Valor máximo onde não foi observado efeito adverso em um 
teste crônico.
** Ingestão Diária Aceitável – Ingestão diária máxima de uma substância química que, se 
consumida durante toda a vida não ocasionará um efeito adverso.
Fonte: USEPA (2005a, 2005b e 2005c; 2006; 2007).
5.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
No Brasil, os produtos agrotóxicos de uso agrícola são registrados 
no âmbito de três ministérios para os quais são apresentados os estu-
dos necessários ao processo de registro. O Ministério da Agricultura 
é responsável pela avaliação da efi ciência e da praticabilidade, o Mi-
nistério da Saúde através da Agência Nacional de Vigilância Sanitária 
(ANVISA) é responsável pela avaliação toxicológica e de segurança 
para seres humanos e fi nalmente o Ministério do Meio Ambiente atra-
vés do Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais 
Renováveis (IBAMA), que responde pela avaliação ecotoxicológica e 
de segurança ambiental do produto.
É fato que no Brasil, ainda não se processa a avaliação de risco 
dos agrotóxicos, como ocorre nos países desenvolvidos, mas o Decreto 
CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 91
no 4.074, de 4 de janeiro de 2002, prevê a elaboração desse critério. Em 
todo caso, os estudos realizados durante o processo de registro, for-
necem informações para se defi nir as melhores formas de utilização e 
de manuseio que, em geral, são apresentadas nos rótulos e nas bulas 
dos produtos e devem ser cumpridas, de modo a garantir a efi ciência 
e a segurança do usuário e do meio ambiente. Entre essas informa-
ções destacam-se os equipamentos de proteção a serem utilizados; o 
intervalo de reentrada na plantação após a aplicação dos produtos; o 
intervalo de segurança entre a última aplicação e a comercialização; 
instruções sobre primeiros socorros em caso de intoxicação; telefones 
de emergência e do centro de informações toxicológicas mais próximo; 
além de cuidados de proteção ao meio ambiente, como instruções so-
bre o armazenamento do produto e descarte de embalagens vazias.
Atualmente, com a preocupação existente acerca da produção e 
do uso de uma infi nidade de substâncias químicas que vem contami-
nando cada vez mais o nosso planeta, tecnologias alternativas menos 
poluentes, tais como utilização de produtos à base de microrganismos, 
feromônios de insetos e a agricultura orgânica têm sido bastante esti-
muladas, com exigências bem mais simplifi cadas do que as existentes 
para os agrotóxicos químicos convencionais.
De qualquer modo, é importante ressaltar que as crescentes exi-
gências internacionais quanto à diminuição dos impactos ambientais, 
a redução nos níveis de resíduos de agrotóxicos nos alimentos e a uti-
lização de mão de obra infantil na agricultura tendem a aumentar, e 
poderão afetar a importação e o consumo de produtos brasileiros nos 
países desenvolvidos, se nada for feito para modifi car tendências como 
essas.
Assim sendo, o agricultor e o público em geral precisam estar 
conscientes de que os agrotóxicos, como o nome diz, são produtos tó-
xicos, que mesmo não causando um efeito agudo, poderão gerar um 
dano crônico, após um longo período de exposição. Além disso, existe 
a preocupação ambiental, como a contaminação das águas, por exem-
plo, que pode ocasionar eliminação de espécies ou mesmo acumulação 
ao longo da cadeia alimentar, eventos esses que, mais cedo ou mais 
tarde, podem voltar ao próprio homem através do consumo de água 
ou de alimentos contaminados.
92 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
O conhecimento sobre o produto que está sendo aplicado pode 
ser a melhor ferramenta que o usuário possui, pois desse modo, passa 
a ter mais informações para buscar uma otimização de uso, sem exa-
geros, e para procurar as condições seguras de trabalho, minimizando 
assim os riscos de efeitos adversos à saúde e ao meio ambiente.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
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. Acesso em: 28 
jul. 2010, 2010.
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JMPR (JOINT MEETING ON PESTICIDE RESIDUES). Monographs of 
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KLAASSEN, C. D. Nonmetallic Environmental Toxicants: Air Pollutants, 
Solvents and Vapors, and Pesticides. In: HARDMAN, J. G.; LIMBIRD, L. 
E.; GILMAN, A. G. (Eds.). Goodman and Gilman’s the Pharmacological 
Basis of Therapeutics. New York: McGraw-Hill, p. 1877-1902, 2001.
MAXIMIANO, A. A.; FERNANDES, R. O.; NUNES, F. P.; ASSIS, M. P.; 
MATOS, R. V.; BARBOSA, C. G. S.; OLIVEIRA-FILHO, E. C. Utilização de 
drogas veterinárias, agrotóxicos e afi ns em ambientes hídricos: demandas, 
regulamentação e considerações sobre riscos à saúde humana e ambiental. 
Ciência & Saúde Coletiva, v. 10, n. 2, p. 483-491, 2005.
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Publishing Company, p. 519-581, 1986.
OLIVEIRA-FILHO, E. C. Segurança de agentes microbiológicos para o 
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CAPÍTULO 5 – AGROTÓXICOS ►◄ 93
OLIVEIRA-FILHO, E. C.; MONNERAT, R. G. Fundamentos para a regulação 
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Geneva: WHO, 1990.
C A P Í T U L O 6
Hidrocarbonetos Policíclicos 
Aromáticos
Annibal Duarte Pereira Netto
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 97
Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) são substâncias 
tóxicas persistentes ubíquas no meio ambiente, cuja importância está 
relacionada às propriedades carcinogênicas e/ou mutagênicas que 
muitos deles e/ou seus derivados apresentam.
6.1 CARACTERÍSTICAS GERAIS
HPAs compõem uma família de substâncias químicas que, por 
defi nição, são formadas apenas por carbono e hidrogênio, com estru-
tura contendo pelo menos dois anéis aromáticos fundidos. De acordo 
com esta defi nição, o menor HPA é o naftaleno cuja molécula apre-
senta dois anéis aromáticos. Diversos HPAs são carcinogênicos para 
seres humanos. Na fi gura 6.1 estão representados HPAs de interesse 
ambiental, incluindo os 16 considerados prioritários pela Agência de 
Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA).
Embora a defi nição acima exclua substâncias heteroaromáticas, ou 
seja, aquelas que contêm heteroátomos (O, N, S) nos anéis aromáticos, 
muitas destas substâncias ocorrem associadas aos HPAs, em amostras 
de origem ambiental. Ademais, nestas amostras e devido às reações 
que os HPAs podem sofrer, também ocorrem outras substâncias po-
licíclicas aromáticas derivadas dos HPAs como é o caso de derivados 
nitrados (NHPAs) ou de derivados oxigenados (OHPAs). Exemplos 
destas substâncias e de seus efeitos são apresentados na tabela 6.1 e na 
fi gura 6.2.
As propriedades químicas e físico-químicas dos HPAs são fun-
damentais para a compreensão e a avaliação do comportamento am-
biental e toxicológico destas substâncias. Estas propriedades são de-
terminadas pela estrutura química dos HPAs e pelos seus sistemas de 
elétrons conjugados, que variam com o número de anéis e, portanto, 
com seus pesos moleculares.
Todos os HPAs são sólidos, pois têm pontos de fusão maiores 
que a temperatura ambiente. Seus pontos de ebulição também são 
elevados. As temperaturas do ponto de fusão e do ponto de ebulição 
aumentam com os pesos moleculares dos HPAs. Diversos HPAs, en-
tretanto, podem sofrer sublimação e o naftaleno é o exemplo mais co-
nhecido dentre todos.
98 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
FIGURA 6.1 Estruturas de HPAs.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 99
TABELA 6.1
FAMÍLIAS DE SUBSTÂNCIAS DERIVADAS DE HPAs OU RELACIONADAS AOS HPAs
Famílias de 
Substâncias
Fontes Exemplos Observações
HPAs Combustão Pireno, benzo(a)pireno Carcinogênicos
NHPAs Combustão; fotoquímica
1-Nitropireno
2-Nitropireno
Carcinogênicos 
e/ou mutagênicos
Cetonas Combustão Benzantrona Pouco efeito
Quinonas Combustão 7,12-benzantracenodiona Pouco efeito
Aldeídos Combustão 1-pirenocarboxaldeído Pouco efeito
Azarenos Combustão; outras fontes Benz(c)acridina Carcinogênicos
Nitrozarenos Combustão; fotoquímica Nitrobenzoazapireno
Informações 
limitadas
Cetonas nitradas Combustão; fotoquímica 3-nitrobenzantrona
Carcinogênicos 
e/ou mutagênicos
FIGURA 6.2 Derivados de HPAs (NHPAs e OHPAs).
A solubilidade em água diminui com o aumento do tamanho da 
molécula e com exceção do naftaleno, que é relativamente solúvel 
(32 mg/L), HPAs têm baixa solubilidade em água, mas são solúveis 
em vários solventes orgânicos como diclorometano, hexano, etc.
HPAs são altamente lipofílicos e suas afi nidades por fases orgâni-
cas, lipofílicas, expressas por meio do coefi ciente de partição octanol-
água (Kow), são elevadas (log Kow entre 3,4 a 7,1 e Kow entre 2,5.103 e 
1,3.107) e aumentam com seus pesos moleculares. Estes altos coefi cien-
100 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
tes de partição indicam que tendem a se dissolver em fases apolares 
em detrimento de fases aquosas. Uma consequência de interesse toxi-
cológico deste fato é a absorção de HPAs através da pele.
Os coefi cientes de partição entre carbono orgânico e a água (Kcow) 
dos HPAs também são elevados e, como resultado, em sistemas aquo-
sos, estas substâncias tendem a concentrar-se em sedimentos ou a per-
manecer associados à matéria orgânica em suspensão.
A pressão de vapor e a constante de Henry também diminuem 
com o aumento do peso molecular. Como refl exo destes fatos, HPAs 
com dois ou três anéis tendem a concentrar-se na fase gasosa do ar, 
com quatro anéis distribuem-se entre as duas fases do ar enquanto os 
formados por cinco ou mais anéis concentram-se principalmente no 
material particulado atmosférico (MPA).
No meio ambiente, HPAs são substâncias relativamente inertes 
e as reações mais comuns de que participam são as reações de substi-
tuição ou de adição eletrofílica. Como as reações de adição destroem a 
aromaticidade do sistema conjugado reduzindo a estabilidade da mo-
lécula, elas são, muitas vezes, seguidas por reações de eliminação que 
regeneram o sistema aromático e dão origem a um produto fi nal de 
substituição. Um exemplo típico desta situação é a formação de 2-ni-
tropireno na atmosfera (fi gura 6.3).
FIGURA 6.3 Formação de 2-nitropireno na atmosfera.
Fonte: Pitts Jr. (1987).
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 101
6.2 FONTES DE EMISSÃO
HPAs são emitidos para o ambiente por diversas fontes (antropo-
gênicas ou naturais) que incluem, entre outras:
a) Pirólise ou queima de matéria orgânica recente (lenha, vegeta-
ção) ou fóssil (petróleo e derivados, carvão), por causas naturais 
(incêndios naturais de fl orestas) ou antropogênicas (uso de car-
vão ou lenha para cozinhar, uso de combustíveis, queimadas).
b) Derramamento de petróleo durante sua extração, transporte 
ou processamento.
c) Industrial, no coqueamento de carvão e na aplicação e/ou sín-
tese de HPAs.
d) Na disposição de resíduos domésticos ou industriais.
e) Vulcões e áreas de alta atividade (hidro)geotérmica.
f) Produção de alumínio, ferro e aço e outras fundições.
g) Queima de resíduos sólidos.
h) Fumaça de cigarros.
A biossíntese de HPAs, embora tenha sido sugerida por alguns 
autores, é relativamente controversa, mas pode também representar 
uma fonte destas substâncias ou de seus derivados para o ambiente.
As fontes acima têm importância relativa diferente que dependem 
das próprias características de cada fonte e de outros fatores (econômi-
cos, sociais e naturais) que variam quando diferentes locais são compa-
rados. Por exemplo, nem todos os HPAs são utilizados industrialmen-
te e, portanto, esta é uma fonte mais importante para HPAs de baixo 
peso molecular, como naftaleno e fenantreno.
O uso de carvão ou lenha para cozinhar é importante em alguns 
locais, embora na maior parte das grandes cidades do Ocidente tenha 
importância relativa pequena. A emissão de HPAs por queima de bio-
massa é importante em áreas onde ocorre frequentemente, como é o 
caso no Brasil em locais próximos a regiões onde há agricultura de 
cana-de-açúcar ou em áreas de desmatamento por queimadas.
A emissão de HPAs por fontes antropogênicas tende a ser maior 
que por fontes naturais. Suas principais causas foram revistas recen-
temente e incluem diversos processos, mas a combustão incompleta 
102 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
por fontes estacionárias e móveis é, provavelmente, a mais importante 
delas por sua ampla distribuição e pelas quantidades emitidas.
Em alguns destes processos também podem ser formados deriva-
dos de HPAs e compostos heteroaromáticos que ocorrem associados 
aos HPAs em amostras ambientais.
6.2.1 Formação de HPAs
Processos pirolíticos ou de combustão incompletaformam HPAs 
quando a matéria orgânica é aquecida. A formação de HPAs ocorre 
por meio de radicais livres, envolvendo uma sequência de reações de 
diversos tipos (condensação, fechamento de anéis, etc.) que levam à 
estabilização das espécies altamente reativas formadas. Embora a pi-
rólise de moléculas pequenas, como o metano ou o acetileno, possam 
levar à formação de HPAs, certas moléculas aromáticas maiores tam-
bém podem servir de ponto de partida para HPAs mais complexos.
A formação de benzo[a]pireno por pirólise do acetileno ou de 
qualquer um dos intermediários da reação foi demonstrada no fi nal da 
década de 1950 e ilustra bem este fato (fi gura 6.4).
FIGURA 6.4 Formação de benzo[a]pireno por pirólise do acetileno.
Fonte: Badger et alii, 1958.
A presença de substâncias contendo heteroátomos (O, N e S) 
na matéria orgânica original pode levar à formação de substâncias 
heteroaromáticas.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 103
As características dos HPAs formados dependem das tempera-
turas envolvidas, do tempo de reação e da matéria orgânica original. 
Um aspecto particularmente dependente da temperatura é o número 
e o comprimento das cadeias alifáticas ligadas aos anéis, pois em altas 
temperaturas estas cadeias se tornam pouco estáveis e há diminuição 
de seus comprimentos, privilegiando grupamentos pequenos como o 
grupo metila e HPAs não alquilados.
Processos lentos e em baixas temperaturas, como a formação de 
petróleo, favorecem a produção de alquil-derivados de HPAs. Proces-
sos em altas temperaturas, como o coqueamento de carvão, levam à 
quebra das cadeias alifáticas e favorecem a formação de HPAs não al-
quilados. Em temperaturas intermediárias, como na queima de lenha, 
há formação de HPAs alquilados com cadeias curtas e de HPAs não 
alquilados.
Nos HPAs, os anéis aromáticos podem ter arranjos de três tipos: 
linear (A), angular (Fe) ou agrupado (Pi) (como mostrado na fi gura 
6.1). As estruturas lineares são as menos estáveis enquanto as angula-
res e as agrupadas são as mais estáveis e predominam se houver tem-
po sufi ciente para que o equilíbrio (termodinâmico) do sistema seja 
alcançado.
Assim, pelo menos em princípio, em amostras de origem am-
biental, podem ser encontrados HPAs com os três tipos de arranjos 
de anéis, mas as concentrações daqueles que têm estruturas lineares 
são geralmente muito menores do que os não lineares, devido às me-
nores estabilidades das estruturas lineares. Em amostras ambientais, 
as concentrações de naftaleno (dois anéis) tendem a ser maiores que 
as de antraceno (três anéis), enquanto tetraceno (quatro anéis) não é 
encontrado nestas amostras, pois tem estabilidade relativa menor que 
seus isômeros trifenileno, benzo[a]antraceno e criseno.
No caso da queima de combustíveis fósseis, uma das principais 
fontes de HPAs para o ambiente, embora as temperaturas alcançadas 
sejam sufi cientemente elevadas para permitir a formação de HPAs, 
não há tempo sufi ciente para que as estruturas mais estáveis se tornem 
as predominantes. Neste caso e de um modo geral, embora as cadeias 
alifáticas estejam ausentes ou sejam curtas (grupos metila), há forma-
ção de moléculas com arranjo angular ou grupado.
104 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
6.3 CINÉTICA E DINÂMICA DOS HPAs
Uma vez introduzidos no ambiente, HPAs podem contaminar 
todos os compartimentos ambientais em proporções que dependem 
de diversos fatores. Assim, por exemplo, estimativas da contaminação 
por HPAs em mar aberto, onde há intensa exploração petrolífera, indi-
cam que o aporte por meio desta atividade é cerca de 1,5 vez maior que 
por deposição atmosférica.
A acumulação direta de HPAs pela biota, solo e sedimentos é lo-
calizada e contrasta com o transporte que podem sofrer na água e no 
ar. Na água, são transportados por sedimentos e pela matéria orgânica 
em suspensão enquanto na atmosfera, são transportados por grandes 
distâncias em fase gasosa e/ou associados a partículas atmosféricas. 
Na atmosfera também podem ocorrer outros processos que serão dis-
cutidos adiante.
A tabela 6.2 apresenta uma estimativa da emissão de HPA para 
a atmosfera por diversas fontes na Inglaterra, em 1993. Como se pode 
ver, elas têm importância relativa diferente, mas a combustão domés-
tica de carvão e madeira e a emissão por veículos automotores são 
bastante importantes. Caso estes dados sejam comparados com da-
dos do Brasil, possivelmente a queima de carvão terá importância 
muito menor.
De um modo geral, no entanto, a importância relativa de cada 
fonte de emissão depende das características industriais e econômi-
cas da região considerada, assim como as estimativas em termos de 
contribuição líquida ou percentual de cada fonte no total de HPA emi-
tidos variam de autor para autor. Outros fatores responsáveis pelas 
diferenças observadas podem estar relacionados às características das 
próprias metodologias empregadas e também à qualidade e à quanti-
dade de dados disponíveis para as estimativas de emissão, pois estas 
sofrem variações sazonais e de longo termo, além do que diferenças de 
características de microrregiões (bairros ou áreas de uma cidade) que 
também afetam estas estimativas.
Cerca de 1 % do total de HPAs emitidos permanecem na atmosfe-
ra, distribuídos entre a fase gasosa e o material particulado atmosférico 
(MPA), dependendo de suas pressões de vapor e da temperatura.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 105
TABELA 6.2
INVENTÁRIO DAS EMISSÕES DE HPAs NA INGLATERRA, EM 1993
Emissão Estimada de HPAs
Processo Toneladas % min# % máx$
Queima de carvão residencial 110–280 29,41 20,28
Produção de alumínio 100* 26,74 7,24
Emissão veicular 50–470 13,37 34,04
Plantas de produção de coque (coquerias) 47–90 12,57 6,52
Queima doméstica de madeira 26–320 6,95 23,18
Queima de pneus usados 23* 6,15 1,67
Fogos naturais 8* 2,14 0,58
Unidades de sinterização 4,6* 1,23 0,33
Queima de palha de plantação de cereais 4–10 1,07 0,72
Produção de energia (por queima de óleo) 0,8 0,21 0,06
Produção de energia (por queima de carvão) 0,2–9 0,05 0,65
Queima de madeira por indústrias 0,2–65 0,05 4,71
Produção de betume 0,13* 0,03 0,01
Gases emitidos em depósitos de resíduos sólidos 0,06–0,08 0,02 0,01
Incineração de resíduos sólidos domésticos 0,05–0,7 0,01 0,05
Fornos elétricos (produção de aço e ferro) 0,03–4 0,01 0,29
Queima de carvão industrial e comercial 0,01–0,7 0,00 0,05
Incineração de resíduos químicos 0,005–0,07 0,00 0,01
Incineração de resíduos hospitalares 0,004–0,06 0,00 0,00
Incineração de lama de tratamento de esgoto 0,001–0,02 0,00 0,00
Crematórios s.d. s.d. s.d.
Indústria química s.d. s.d. s.d.
Produção de cimento, cerâmicas e tijolos s.d. s.d. s.d.
Produção de metais não ferrosos
(excluindo o alumínio)
s.d. s.d. s.d.
Queima de resíduos de óleo s.d. s.d. s.d.
Regeneração de carvão ativo s.d. s.d. s.d.
Total 380–1 400 380 1 400
(*) Baseado em apenas uma estimativa.
(#) Percentagem calculada a partir dos valores mínimos.
($) Percentagem calculada a partir dos valores máximos.
s.d. Sem dados disponíveis.
Fonte: APARG (1995).
106 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Atualmente há dados sobre as concentrações de HPAs na atmos-
fera de vários locais do mundo para o MPA, para a fase gasosa ou para 
ambas as fases (concentrações totais). Em zonas frias e temperadas, 
variação sazonal das concentrações tem sido observada, com aumento 
de concentrações totais durante o inverno. Fatores como o período de 
amostragem (diurno e noturno), horário ao longo do dia, condições 
meteorológicas e climáticas (chuvas, ventos, etc.), também afetam os 
valores observados. No Brasil, em áreas onde há plantio de cana-de-
açúcar, a queima durante a colheita leva ao aumento signifi cativo das 
concentrações de HPAs na atmosfera neste período. Em outras áreas, 
não há variação sazonal de concentrações bem defi nidas.
HPAs podem sofrer diversos processos na atmosfera, tais como 
transporte, remoção e transformaçõesquímicas por reações secundá-
rias com espécies químicas presentes na atmosfera. Estes processos 
têm importância ambiental, pois possibilitam a difusão dos HPAs, a 
formação de outras substâncias químicas e o decaimento de suas con-
centrações na atmosfera.
Novas classes de substâncias policíclicas aromáticas (SPAs) são 
formadas por meio de reações de HPAs com O3, SOx, NOx e radicais 
OH presentes na atmosfera, onde também podem sofrer oxidação 
(química) e alterações fotoquímicas. Estas reações podem ocorrer em 
fase gasosa ou na fase condensada.
As reações atmosféricas dão origem a SPAs que geralmente têm 
maior polaridade que os HPA originais como nitro-HPAs (NHPAs), 
cetonas, quinonas, lactonas (OHPAs), etc., com propriedades carci-
nogênicas que são, muitas vezes, mais acentuadas que as dos HPAs 
originais. Felizmente, as concentrações destas substâncias no meio am-
biente são geralmente uma a duas ordens de grandeza menores que as 
dos HPAs originais. A síntese de novos compostos na atmosfera por 
meio destas reações pode ser ilustrada pela formação de 2-nitropireno 
(conforme mostrado anteriormente na fi gura 6.3).
Esta reação não é a única fonte de NHPAs para a atmosfera, pois 
estes também podem ser formados durante a queima de óleo diesel 
em função das altas temperaturas atingidas e pela formação de óxidos 
de nitrogênio na queima deste combustível. É interessante observar 
que os NHPAs produzidos na queima de combustíveis e por reações 
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 107
fotoquímicas têm estruturas diferentes em função dos mecanismos en-
volvidos nos dois casos (adição eletrofílica e reação via radicais livres). 
Diversos aspectos relativos à formação e determinação de NHPAs em 
amostras ambientais têm sido estudados, pois estas substâncias são de 
modo geral mais mutagênicas que diversos HPAs.
A formação de cetonas e quinonas foi observada na queima de 
madeira e há formação de cetonas em motores de combustão. Por 
exemplo, 6-H-benzo[c,d]piren-6-ona e 7-H-benz[d,e]antracen-7-ona 
(benzantrona) foram encontradas em partículas de fuligem emitidas 
por motores de aviões.
HPAs e seus derivados podem ser transportados por longas dis-
tâncias em fase gasosa e na fase particulada do ar (adsorvidos à su-
perfície de partículas atmosféricas), depositando-se fi nalmente sobre 
superfícies nos demais compartimentos ambientais. Por meio do trans-
porte atmosférico, uma região pode ser contaminada pela emissão de 
outra. Nos países nórdicos, por exemplo, o transporte de HPAs emi-
tidos no continente europeu e na Inglaterra é considerado o principal 
responsável pela contaminação ambiental por estas substâncias.
HPAs atmosféricos depositam-se sobre as superfícies de vegetais, 
corpos d’água e do solo. A remoção por deposição úmida dos HPAs 
associados a partículas atmosféricas é mais efi ciente que para os HPAs 
da fase gasosa. Ademais, além da deposição atmosférica devem ser 
também consideradas fontes locais e emissões diretas como, por exem-
plo, efl uentes de uma determinada indústria para um dado corpo 
d’água.
Em águas, devido a sua baixa solubilidade, HPAs encontram-se 
principalmente associados a sedimentos em suspensão e suas concen-
trações dependem fortemente das características de ocupação e uso da 
região em questão.
A presença de HPAs em águas também tem outro signifi cado, pois 
em lagos já foram observadas concentrações de derivados clorados de 
HPAs da ordem de ng/L e pode haver formação destes derivados na 
cloração (para tratamento) de águas poluídas. Este fato é relevante, 
pois muitas substâncias cloradas têm propriedades mutagênicas.
O solo parece ser o principal depositário de HPAs, pois suas con-
centrações neste compartimento, mesmo em locais afastados das fon-
108 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
tes de emissão, são signifi cativas. Solos de áreas expostas a emissões 
industriais e em locais que sofrem queimadas de vegetação podem 
apresentar altos níveis de HPAs. O mesmo ocorre em áreas industriais 
abandonadas e também em locais que recebem o depósito de resíduos 
de origem domiciliar e/ou industrial. Solos de áreas com atividades 
relacionadas à exploração, processamento ou armazenamento de pe-
tróleo e outros materiais contendo HPAs também estão sujeitas à con-
taminação por estas substâncias.
Dados demonstram que grande parte dos HPAs emitidos para a 
atmosfera (aproximadamente 95 %) é depositada no solo, onde perma-
necem associados à matéria orgânica. De um modo geral, dada a sua 
baixa solubilidade em água, os HPAs sofrem pouca percolação para as 
camadas mais profundas do solo. Diversos processos, entretanto, con-
tribuem para a redução dos seus níveis em solos, pois podem retornar 
à atmosfera por ressuspensão de partículas depositadas ou por reeva-
poração, como ocorre com os de menores pesos moleculares.
Outro processo que leva à redução dos níveis de HPAs em solos é 
sua decomposição por diferentes microrganismos, o que também de-
pende das moléculas envolvidas, pois é mais efi caz em HPAs de me-
nor peso molecular (mais hidrossolúveis), como naftaleno, fenantreno 
e antraceno. Este fato não implica que, necessariamente, as substâncias 
formadas sejam menos tóxicas que os HPAs originais. De qualquer 
modo, os HPAs mais pesados que têm maior estabilidade, menor pres-
são de vapor e menor solubilidade, tendem a ter suas concentrações 
aumentadas ao longo do tempo no solo.
Há deposição de HPAs em solos urbanos ou não. Por exemplo, 
em amostras de solo coletadas em áreas urbanas foram observadas 
concentrações de diferentes HPAs entre 10 μg/kg e 600 μg/kg. Em so-
los próximos a rodovias, há redução das concentrações de HPAs com 
o aumento da distância a estas rodovias. Em fl orestas, próximo a uma 
planta industrial, foi observada diminuição nos níveis de HPAs com o 
aumento da distância à fonte, o que também ocorria com a fauna do 
solo.
Em poeira de rua, que sofre infl uência de diversas fontes, foi ob-
servado que concentrações de HPAs dependiam das características da 
região de amostragem e que no inverno eram maiores que no verão. 
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 109
Ao comparar amostras de poeira de rua coletadas em área residencial 
e em área de intenso tráfego urbano, foi observado que nesta havia 
maiores níveis de HPAs e de compostos heterocíclicos sulfurados, ba-
sicamente oriundos da exaustão de veículos automotores.
HPAs depositados no solo podem ser transportados por dre-
nagem superfi cial de águas pluviais (run-off), contaminando corpos 
d’água, sedimentos e biota aquática. Diferentes perfi s de HPAs podem 
ser observados, dependendo da importância dos diferentes tipos de 
contribuições em cada local. Assim, em sedimentos costeiros no Mar 
Mediterrâneo, foi observado que nas frações de maior mutagenicida-
de, origem pirolítica predominava, tendo sido atribuída a contamina-
ção dos sedimentos à drenagem superfi cial e à deposição atmosférica.
Resultados obtidos na análise de HPAs em sedimentos lacustres 
demonstraram que os perfi s de HPAs em sedimentos recentes eram 
completamente diferentes dos observados em sedimentos mais pro-
fundo e mais antigos, que tinham composição semelhante às do solo 
da região. Estes resultados indicaram predominância de deposição 
atmosférica nos solos e sedimentos antigos, em contraposição aos se-
dimentos recentes onde a contribuição de resíduos industriais tinha 
maior importância. Em certas áreas, a contribuição da exploração e 
transporte de petróleo bruto também pode ser considerada como uma 
das fontes de HPAs para águas e sedimentos.
A presença de HPAs em águas de drenagem superfi cial e sedi-
mentos indica que os sedimentos podem funcionar como sumidouro 
de HPA, mas que também podem representar uma fonte de contami-
nação de águas, plantas e animais.
Além de HPAs, outros grupos de substâncias químicas, como as 
bifenilas policloradas (PCBs), dibenzodioxinas e dibenzofuranos po-
liclorados (PCDD/Fs) já foram descritos em plantas.Este fato tem di-
versos signifi cados, pois estas substâncias são removidas da atmosfe-
ra por plantas e podem ser ingeridas através de vegetais comestíveis. 
Ademais, em alguns casos, plantas podem ser usadas como indicado-
ras de poluição atmosférica.
De um modo geral, a acumulação de substâncias químicas pela 
vegetação pode ocorrer através de vários processos, como absorção 
pela camada lipídica das folhas a partir da fase gasosa, diretamente 
110 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
na superfície da vegetação; deposição do material particulado do ar 
atmosférico na superfície de troncos e/ou de folhas; ou por absorção 
a partir do solo contaminado, através das raízes e posterior transporte 
pelo xilema. Este último mecanismo, que parece ser o predominante na 
absorção de substâncias de maior polaridade a partir do solo, tem im-
portância relativa menor para HPAs que são pouco solúveis em água.
Assim, a presença de HPAs em plantas pode ser atribuída a dois 
mecanismos básicos: a deposição de partículas atmosféricas na super-
fície de vegetais (troncos e folhas) e um processo misto de adsorção e 
dissolução nos lipídios da superfície das folhas de vegetais.
Com base na análise de HPAs em plantas, foi estimado que elas 
seriam responsáveis pela remoção de parcela signifi cativa do total de 
HPAs emitidos para a atmosfera. Foi sugerido também que a partir 
das plantas, estas substâncias seriam incorporadas e imobilizadas no 
solo e removidas da atmosfera. As concentrações de HPAs em plantas 
dependem da temperatura e das suas concentrações na fase gasosa e 
a distribuição entre as duas fases (planta e fase gasosa) obedece à Lei 
de Henry.
Foi observada uma boa correlação das somas das concentrações 
de HPAs carcinogênicos na atmosfera e em folhas de algumas plantas. 
Foi verifi cada uma variação sazonal dos níveis de HPAs em folhas de 
plantas provenientes de uma área com intenso tráfego, com correlações 
signifi cativas das concentrações de certos HPAs pesados em material 
particulado e folhas.
Estes resultados demonstram que a deposição de HPAs em plan-
tas depende das concentrações atmosféricas e consequentemente dos 
níveis de poluição atmosférica, possibilitando que as concentrações de 
HPAs em plantas possam ser utilizadas como indicadoras dos níveis 
de poluição atmosférica.
No caso de animais, a acumulação de HPAs ocorre por diferentes 
vias e depende fortemente da capacidade do organismo (em questão) 
de metabolizá-los ou não, o que varia amplamente entre os diferentes 
organismos.
Organismos aquáticos acumulam HPAs a partir de sedimentos, 
água e alimentos, embora a importância relativa destas fontes não es-
teja clara. As razões das concentrações dos diversos HPAs em orga-
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 111
nismos e sedimentos são variáveis. Em organismos terrestres também 
foi observada bioacumulação de HPAs. Assim, em regiões onde o solo 
tinha altas concentrações destas substâncias, elas se acumularam em 
minhocas.
Biomagnifi cação também foi observada em sistemas fechados arti-
fi ciais para BaP (benzo[a]pireno) e para outros HPAs com fatores eleva-
dos (30 a 140 000) dependendo do nível trófi co e do HPA considerado.
A biotransformação de HPAs em organismos vivos é relativa-
mente conhecida e pode representar um meio de redução dos níveis 
ambientais destas substâncias. Entretanto, a metabolização pode ter 
dois papéis antagônicos nestes organismos:
a) Pode levar à formação de substâncias mais tóxicas.
b) Pode servir como mecanismo de detoxifi cação. A biotransfor-
mação também abre a possibilidade do uso de microrganismos 
em processos de remediação.
Reações fotoquímicas representam outro processo de degradação 
de HPAs no ambiente. Quando estas substâncias estão depositadas 
sobre superfícies ambientais, a evaporação é a primeira etapa do pro-
cesso, pois estas reações ocorrem principalmente em fase gasosa. Este 
parece ser o principal mecanismo de degradação de HPAs, embora 
muitas vezes as substâncias formadas possam ser biologicamente mais 
ativas (pró-carcinogênicas e/ou mutagênicas) que as originais, como 
no caso de NHPAs.
6.4 EXPOSIÇÃO HUMANA
A exposição humana (e de outros animais) a HPAs ocorre por 
diferentes vias. As mais importantes são: a inalação de ar poluído e 
a ingestão de alimentos ou de água contaminada. No caso de seres 
humanos, outros importantes modos de exposição aos HPAs são o 
hábito de fumar, a inalação (passiva) de fumaça de cigarros e a expo-
sição ocupacional em atividades e processos envolvendo a produção 
ou o manuseio de matérias-primas ou resíduos que contenham estas 
substâncias.
112 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Foi estimado que cerca de 20 a 50 % do total de HPAs ingeridos 
pelos seres humanos provêm da alimentação e que um ser humano de 
60 kg tem uma carga total corpórea de cerca de 3 μg de benzo[a]pireno.
HPAs já foram detectados em alimentos brutos e processados. Sua 
presença em alimentos brutos de origem vegetal pode ser creditada 
à deposição atmosférica. Animais aquáticos, como mexilhões e ostras 
que tendem a acumular HPAs podem, eventualmente, representar 
outra forma de aporte destas substâncias a seres humanos e outros 
animais. Em alimentos processados, a presença de HPAs está associa-
da ao alimento in natura ou ainda a alguma etapa de processamento, 
como é o caso da defumação ou fritura dos alimentos.
Como já foi discutido, na atmosfera, HPAs estão distribuídos en-
tre a fase gasosa e o MPA em função das condições ambientais (princi-
palmente da temperatura) e das constantes físico-químicas de cada um. 
Parte dos HPAs se concentra nas partículas de MPA de menor diâmetro 
aerodinâmico, que, devido às características do sistema respiratório (hu-
mano), são capazes de atingir as vias respiratórias internas onde os pro-
cessos de eliminação de HPAs associados às partículas são mais lentos.
Como as substâncias que tendem a concentrar-se em partículas 
são as de maior peso molecular (menos voláteis), para as quais se tem 
maior interesse toxicológico por serem geralmente as mais carcinogê-
nicas (tabela 6.3), e como os processos de combustão (principalmen-
te em veículos) tendem a formar partículas muito fi nas, a inalação de 
HPAs através da respiração é uma fonte importante de exposição. 
Como consequência, substâncias marcadoras de exposição aos HPAs 
(1-hidroxipireno, por exemplo) têm sido observadas em urina de pes-
soas que vivem ou trabalham em áreas poluídas e de alta contamina-
ção atmosférica por HPAs.
Além da exposição ambiental, também deve ser considerada a ex-
posição ocupacional por contato com fuligem, alcatrão e óleos, princi-
palmente os que estiveram sujeitos a processos térmicos, como óleos lu-
brifi cantes usados ou óleos de pirólise. Por exemplo, óleo de pirólise de 
xisto é classifi cado pela Agência Internacional de Pesquisa em Câncer 
como carcinogênico. Atividades em fundições, coquerias, na produção 
de alumínio, siderurgia e pavimentação de vias também podem levar à 
exposição ocupacional a HPAs.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 113
TABELA 6.3
PROPRIEDADES CARCINOGÊNICAS E MUTAGÊNICAS DE HPAs SELECIONADOS
HPA Carcinogenicidade% Genotoxicidade# Mutagenicidade&
Fluoreno I L -
Fenantreno I L +
Antraceno N N -
Fluoranteno N L +
Pireno N L +
Benzo[a]antraceno S S +
Criseno L L +
Trifenileno I I +
Benzo[b]fl uoranteno S I +
Benzo[j]fl uoranteno S I +
Benzo[k]fl uoranteno S I +
Benzo[e]pireno I L +
Benzo[a]pireno S S +
Perileno I I +
Indeno[1,2,3-
c,d]pireno
S I +
Dibenzo[a,c]antraceno L S +
Dibenzo[a,h]antraceno S S +
Dibenzo[a,j]antraceno L I +
Benzo[g,h,i]perileno I I +
Coroneno I I +
(%) Evidências de carcinogenicidade por experimentação em animais: sufi cientes (S) ou limita-
das (L); ausência ou insufi ciência de dados (I); não carcinogênico (N).
(#) Ensaios de genotoxicidade em curto prazo (deterioração de ADN, mutagenicidade, anomalias 
cromossômicas). Classifi cação idêntica à de carcinogenicidade.(&) Mutagenicidade no Teste de Ames. Resultados positivos (+), negativos (-).
Fonte: IPCS (1998).
Historicamente, inclusive, algumas das observações epidemioló-
gicas mais antigas foram obtidas para cânceres em limpadores de cha-
miné, sendo que nos resíduos de limpeza de chaminé, mais tarde, foi 
isolado BaP pela primeira vez.
114 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Do ponto de vista toxicológico, a principal importância dos HPAs 
são as evidências de sua associação a vários tipos de cânceres em seres 
humanos: pulmão, bexiga, colo, reto, esôfago, etc. Esta associação é 
suportada por estudos epidemiológicos em populações ocupacional-
mente expostas e por estudos realizados com animais de laboratório. 
Independentemente do local do organismo onde ocorre a exposição, 
HPAs podem ser transportados por todo o organismo e podem levar a 
danos em outros locais (fi gura 6.5).
HPAs não são diretamente carcinogênicos. A primeira etapa do 
mecanismo químico de carcinogênese destas substâncias é a ativação, 
ou seja, a formação de derivados que são os verdadeiros agentes carci-
nogênicos e que têm grupos capazes de formar ligações com as bases 
do DNA.
Dentre os diversos mecanismos de ativação de HPAs e de outras 
substâncias poliaromáticas, o mecanismo de ativação mais estudado 
é o que ocorre geralmente no citocromo P-450 quando substâncias 
poli-hidroxiladas são formadas. No caso do benzo[a]pireno, esta rea-
ção é bem conhecida, passando pelas etapas ilustradas no esquema 
simplifi cado da fi gura 6.6. A estereoquímica dos diol-epóxidos forma-
dos é fundamental na etapa seguinte que é a formação de aduto com 
o DNA e a forma (+)anti-7,8-diol-9,10-epóxido (I) é a única que possui 
atividade carcinogênica (fi gura 6.7). As estruturas II-IV do esquema 
desta fi gura não têm atividade carcinogênica e são eliminadas poste-
riormente pelo organismo humano.
O mecanismo de carcinogênese dos HPAs contrasta com o dos 
NHPAs que não precisam sofrer ativação no organismo. Neste caso a 
redução do grupo NO2 leva à formação de aminoderivados capazes de 
reagir com o DNA.
É interessante observar também que, não necessariamente, toda a 
carga de HPAs ingerida é absorvida pelo organismo e, de modo geral, 
pode-se dizer que boa parte destas moléculas são excretadas. Neste 
caso devem ser levadas em conta várias características, tais como a 
forma ou o material no qual estão presentes, a estrutura de cada HPAs 
e a susceptibilidade individual a estas substâncias, pois há variabili-
dade entre indivíduos, raças, sexos, idade, etc., para a mesma dose de 
exposição.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 115
FIGURA 6.5 Vias de exposição e destino de HPAs no organismo humano.
Fonte: http: whqlibdoc.who.int/hq/200/WHO_PCS_008_pp105-205.pdf.
116 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Figura 6.6 Isômeros dos dihidroxidiois formados a partir do BaP. A estrutura I for-
ma adutos com DNA.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 117
Figura 6.7 Representação do metabolismo de benzo[a]pireno.
118 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Do ponto de vista de contaminação humana e ambiental, os HPAs 
representam um problema bastante complexo e importante pois estão 
dispersos na atmosfera de todo o planeta e presentes nos demais com-
partimentos ambientais em níveis variados, mesmo em regiões remo-
tas. Muitas atividades humanas estão associadas à produção de HPAs.
Em regiões urbanas, onde o uso de combustíveis em veículos e 
em outras atividades é acentuado e concentrado em áreas relativamen-
te menores que as rurais ou não urbanas, há maior concentração de 
HPAs atmosféricos e de outros poluentes, como NOx e SO2 que podem 
levar à formação de algumas das substâncias mencionadas.
Deste modo, o monitoramento e a determinação destas substân-
cias na atmosfera e em outros compartimentos ambientais são de inte-
resse para a avaliação das condições do meio ambiente de uma dada 
região ou cidade e têm interesse nítido com problemas de saúde pú-
blica.
6.5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
HPAs são indiscutivelmente uma classe de substâncias tóxicas 
persistentes de grande interesse ambiental que estão distribuídas em 
todos os compartimentos ambientais como resultado de inúmeras 
atividades naturais e antropogênicas. A massa de dados relativos ao 
Brasil é ainda relativamente pequena (embora tenha crescido muito 
nos últimos 10 anos). Entretanto, vários artigos sobre HPAs no Brasil 
têm sido publicados na Química Nova, no Journal of Brazilian Chemical 
Society e em várias publicações internacionais nos últimos anos.
HPAs são substâncias de interesse, pois podem ter efeitos impor-
tantes sobre a saúde humana, com consequências sobre gastos e pro-
blemas com saúde pública. Entretanto, há vários problemas relacio-
nados à avaliação de efeitos de HPAs na saúde pública. Dentre eles se 
destacam o fato de que muitos dados epidemiológicos e de exposição 
tratam de apenas uma substância, enquanto a exposição quase sempre 
é relativa a um grupo destas substâncias químicas. Como efeito com-
plicador, há também a exposição a outras substâncias que podem ter 
efeitos sinérgicos pouco conhecidos sobre os HPAs.
CAPÍTULO 6 – HIDROCARBONETOS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ►◄ 119
De qualquer modo também é interessante que profi ssionais de di-
ferentes áreas do conhecimento e ligados ao estudo de meio ambiente 
possam trabalhar de forma combinada e coerente na avaliação destas 
substâncias e de seus efeitos.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
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abatment of toxic organic micropollutants (TOMPS) from stationary 
sources. UK:Oxfordshire, 1995.
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120 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
LOPES, W. A.; DE ANDRADE, J. B. Fonte, formação, reatividade e quantifi cação 
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Pfl anzenernahrungund Bodenkunde, v. 163, p. 229-248, 2000.
C A P Í T U L O 7
Avaliação Ambiental
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
João Paulo Machado Torres
CAPÍTULO 7 – AVALIAÇÃO AMBIENTAL ►◄ 123
A avaliação ambiental consiste na determinação da concentra-
ção dos contaminantes nos vários compartimentos ambientais – solo 
superfi cial, solo profundo, sedimento, água superfi cial, água subter-
rânea, ar, biota – além de poeiras, emissões atmosféricas, efl uentes 
líquidos (industriais ou domésticos) e resíduos sólidos, e sua com-
paração com valores de background (níveis naturais) e/ou valores de 
referência (valores máximos permissíveis estipulados por instrumen-
tos reguladores).
A avaliação ambiental, quando realizada periodicamente, é co-
nhecida também como monitoramento ambiental. O monitoramen-
to ambiental pode ser defi nido como a coleta, a análise e a avaliação 
sistemática de amostras ambientais, com o objetivo de determinar as 
concentrações dos contaminantes em um meio. Dessa forma, os pa-
râmetros monitorados, a frequência e os pontos de coleta devem ser 
registrados e mantidos para permitir um acompanhamento dos resul-
tados a eles relacionados ao longo do tempo de estudo.
O monitoramento ambiental pode ser aplicado tanto para am-
bientes internos (residências e ambientes de trabalho), como para am-
bientes externos. As amostras coletadas no monitoramento ambiental 
externo são as citadas anteriormente e para o monitoramento ambien-
tal interno podem ser utilizadas amostras, como ar, poeira e água de 
rede de abastecimento.
No monitoramento de ambientes internos deve-se levar em consi-
deração fatores como circulação do ar (fl uxo e velocidade da corrente 
de ar), temperatura e umidade no local estudado e tamanho da partí-
cula – no caso das amostras de ar e poeira – e possíveis interferências 
no sistema da rede de abastecimento, para as amostras de água.
O monitoramento ambiental pode embasar a investigação da 
avaliação de exposição, da cinética ambiental e dos efeitos tóxicos das 
substâncias, bem como a prevenção e o controle dos níveis ambientais 
encontrados que potencialmente poderão afetar a saúde humana. As-
sim, o monitoramento passa a ser um importante mecanismo de con-
trole para a identifi cação de um possível impacto que esteja ocorrendo 
ao longo do tempo, bem como para a prevenção de possíveis danos 
causados por esse impacto.
A escolha dos locais de coleta das amostras em um monitoramen-
to ambiental será função dos objetivos do monitoramento (avaliação 
124 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
em curto prazo ou controle para prevenção de impactos em longo pra-
zo) e da situação apresentada. Para tanto, deve-se levantar o maior nú-
mero de informações sobre a área afetada, considerando-se uma série 
de fatores, como:
• Localização e tipos de fontes de contaminação (pontuais ou 
difusas).
• Fatores ambientais (climáticos, edáfi cos, etc.).
• Principais compartimentos afetados e possíveis rotas de expo-
sição humana.
• Comunidades animais/vegetais afetadas.
• Localização das populações humanas vizinhas.
• Características físico-químicas do contaminante, etc.
Em um monitoramento ambiental a escolha do número e a loca-
lização dos pontos de amostragem de amostragem envolverá vários 
fatores. A amostra coletada deve ser representativa e todo cuidado 
precisa ser tomado para evitar contaminação adicional pelo ambiente 
e pelos instrumentos de coleta e análise, além da perda de material por 
adsorção nos recipientes onde as amostras serão acondicionadas antes 
de serem analisadas.
A frequência da amostragem também será estabelecida de acordo 
com os objetivos propostos, com o meio amostrado, etc., e poderá ser:
• Sistemática: semanal, mensal, anual, etc.
• Intensiva: por hora ou diária.
Com relação à água, ao solo e ao sedimento, pode-se realizar uma 
amostragem apenas de uma faixa superfi cial do meio ou uma coleta 
em sentido vertical, para uma análise estratifi cada. No caso do solo 
e do sedimento, a análise estratifi cada em diferentes profundidades 
ajudará a compor um perfi l da deposição do contaminante ao longo do 
tempo e sua capacidade de percolação.
A amostragem de água pode ser simples (instantânea, onde o vo-
lume coletado de uma só vez representará a amostra) ou composta 
(onde várias alíquotas coletadas por um determinado período – p. ex. 
de uma em uma hora – irão formar a amostra).
Já os métodos utilizados para amostragem do ar são contínuos ou 
intermitentes, sendo os contínuos normalmente os mais usados. Na 
CAPÍTULO 7 – AVALIAÇÃO AMBIENTAL ►◄ 125
amostragem do ar é importante que o amostrador esteja instalado ade-
quadamente, abrigado da chuva, folhas de árvores, etc.
7.1 MONITORAMENTO AMBIENTAL EM 
COMPARTIMENTOS ABIÓTICOS
7.1.1 Monitoramento na Água
O monitoramento de um contaminante na água deve ser realizado 
pelo menos durante um período da estação seca e um período da es-
tação chuvosa e os resultados podem não ser considerados muito con-
clusivos, pois a água é um meio em constante mudança e movimento. 
Dessa forma, os resultados poderão indicar informações de uma situa-
ção instantânea. Neste caso, análises das concentrações encontradas no 
sedimento ou na biota aquática do local podem fornecer informações 
adicionais, de natureza mais integradora no tempo.
Alguns fatores que devem ser considerados em um monitoramen-
to ambiental na água são: o pH, a temperatura e a salinidade da água, 
variações diárias e sazonais na vazão dos corpos d’água, partículas em 
suspensão presentes na coluna d’água, etc.
7.1.2 Monitoramento no Sedimento
A análise do sedimento pode ser particularmente útil na detecção 
de fontes de contaminação e na seleção de locais críticos para amos-
tragem de contaminantes que, uma vez descarregados nas águas su-
perfi ciais, não permanecem solúveis, mas são rapidamente adsorvidos 
pelo material particulado e se depositam escapando, desta forma, da 
detecção apenas pela análise da água.
As variáveis a serem consideradas com relação às concentrações 
dos contaminantes encontrados no sedimento são praticamente as 
mesmas citadas para o caso da água incluindo-se, porém, a granu-
lometria do sedimento, uma vez que, no caso dos metais, partículas 
menores têm maior concentração destes elementos, devendo receber 
maior atenção na análise.
126 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Por ser um meio integrador, onde há um acúmulo dos contaminan-
tes ao longo do tempo, o monitoramento do sedimento pode ser feito 
semestral ou anualmente, não necessitando acompanhamento contínuo.
7.1.3 Monitoramento no Ar
Em um monitoramento no ar ambiente vários fatores irão infl uen-
ciar na escolha dos locais de amostragem, no conhecimento da dinâmi-
ca do contaminante no meio e na variabilidade dos resultados. Dentre 
estes fatores pode-se destacar: as variações sazonais das condições me-
teorológicas locais, tais como intensidade e direção dos ventos, plu-
viometria, inversões térmicas, etc., que vão determinar a circulação, 
remoção e diluição dos contaminantes da atmosfera, assim como as 
variações na intensidade de emissão (vazão) do contaminante pelas 
várias possíveis fontes.
Na escolha das estações de amostragem deve-se verifi car o tipo de 
fonte emissora (pontual ou difusa) e sua distância da área a ser estuda-
da. Com relação às fontes pontuais, deve-se observar também a altura 
das chaminés, podendo-se optar por uma rede de amostragem dentro 
de um raio de distância ao redor da fonte (p. ex. de 500 m em 500 m), 
para verifi cação de gradientes de concentração.
Uma vez que muitos contaminantes lançados na atmosfera encon-
tram-se adsorvidos às partículas, este fato também deve ser observa-
do, levando-se em conta o diâmetro dos poros dos fi ltros que serão 
usados nos amostradores de ar e as diferenças nas concentrações de 
locais que recebem grande contribuição de material particulado; locais 
estes normalmente mais poluídos.
Além destes fatores, deve-se considerar a infl uência do fator de 
dispersão e,Monitoramento no Solo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 126
7.2 MONITORAMENTO AMBIENTAL EM
COMPARTIMENTOS BIÓTICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 127
7.3 BIOMONITORAMENTO EM TEMPO REAL . . . . . . . . . . . . . 129
7.4 BIOSSENSORES . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 129
7.5 O GEOPROCESSAMENTO APLICADO AO
MONITORAMENTO AMBIENTAL . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 130
7.6 CONSIDERAÇÕES FINAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 131
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132
CAPÍTULO 8
Avaliação da Toxicidade . . . . . . . . . . . . . . . . . 135
8.1 ENSAIOS TOXICOLÓGICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 140
8.1.1 Determinação da DL50 Oral . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 141
8.1.2 Teste de Irritação Dérmica Primária . . . . . . . . . . . . . . . . 142
8.1.3 Teste de Irritação Ocular Primária . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142
8.1.4 Sensibilização Dérmica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142
SUMÁRIO ►◄ XVII
8.1.5 Mutagenicidade em Microrganismos . . . . . . . . . . . . . . 144
8.1.6 Mutagenicidade em Células de Mamíferos . . . . . . . . . 144
8.1.7 Subcrônico Oral, Dérmico, Inalatório . . . . . . . . . . . . . . 144
8.1.8 Reprodução e Prole – Toxicologia Reprodutiva . . . . . . 144
8.1.9 Teratogenicidade – Toxicologia do Desenvolvimento . 145
8.1.10 Carcinogenicidade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 145
8.1.11 Toxicidade/Patogenicidade Oral Aguda . . . . . . . . . . . 146
8.1.12 Toxicidade/Patogenicidade Pulmonar Aguda . . . . . . 146
8.1.13 Resposta de Imunidade Celular . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 146
8.2 ENSAIOS ECOTOXICOLÓGICOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 147
8.2.1 Toxicidade com Algas, Microcrustáceos e Peixes de
Água Doce . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 149
8.2.2 Toxicidade Crônica com Microcrustáceos e Peixes de
Água Doce . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 149
8.2.3 Toxicidade Aguda/Contato Oral com Abelhas . . . . . . . 150
8.2.4 Toxicidade Subcrônica com Minhocas . . . . . . . . . . . . . . 150
8.2.5 Toxicidade Aguda Oral com Aves . . . . . . . . . . . . . . . . . . 151
8.2.6 Toxicidade/Patogenicidade Inalatória Aguda com
Aves . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 151
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 151
CAPÍTULO 9
Avaliação de Risco em Toxicologia Ambiental . . 155
9.1 O CONCEITO DE RISCO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 158
9.2 OS AGENTES AMBIENTAIS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 159
9.3 AVALIAÇÃO DE RISCO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 160
9.4 AVALIAÇÃO DE RISCOS À SAÚDE HUMANA
DECORRENTE DA EXPOSIÇÃO ÀS SUBSTÂNCIAS
QUÍMICAS PERIGOSAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 163
9.5 ANÁLISE DE INCERTEZAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 165
9.6 GERENCIAMENTO DE RISCOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 166
9.7 PERCEPÇÃO DE RISCO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 166
XVIII ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
9.8 COMUNICAÇÃO DE RISCO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 167
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 168
CAPÍTULO 10
Controle de Qualidade dos Resultados em
Toxicologia Ambiental . . . . . . . . . . . . . . . . . . 171
10.1 METODOLOGIAS E NORMAS TÉCNICAS NACIONAIS. . 173
10.2 CONTROLE DE QUALIDADE . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 174
10.3 PRECISÃO INTRALABORATORIAL E
CARTA-CONTROLE . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 175
10.4 ENSAIOS DE PROFICIÊNCIA (PROGRAMAS
INTERLABORATORIAIS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 176
10.5 SISTEMA DE QUALIDADE E ACREDITAÇÃO DE
LABORATÓRIOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 176
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 178
CAPÍTULO 11
Estatística Aplicada em Ensaios Toxicológicos
e Ecotoxicológicos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 179
11.1 MÉTODOS ESTATÍSTICOS UTILIZADOS EM ENSAIOS
DE TOXICIDADE AGUDA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 181
11.2 MÉTODOS ESTATÍSTICOS UTILIZADOS EM ENSAIOS
DE TOXICIDADE CRÔNICA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 187
11.2.1 Comparação de um Único Tratamento com o
Grupo-Controle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 190
11.2.2 Comparação de Múltiplas Concentrações com o
Grupo-Controle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 194
11.2.3 Testes de Estimativa Pontual . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 194
REFERÊNCIAS CONSULTADAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 198
C A P Í T U L O 1
Histórico, Evolução e 
Conceitos Básicos da 
Toxicologia
Eduardo Cyrino Oliveira-Filho
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 3
A palavra tókson, em grego, quer dizer arco e fl echa, sendo que a 
forma adjetiva toksikós signifi caria relativo a arco e fl echa. Curiosamente 
o signifi cado da expressão toksikón phármacon, veneno para fl echa, fun-
diu-se e a palavra toxicum (tóxico, em português) passou a ser utilizada 
como veneno em geral.
A ação dos venenos sempre despertou grande curiosidade e temor 
no ser humano. Os homens primitivos já usavam seus conhecimen-
tos sobre os efeitos dos venenos de animais e plantas para guerrear, 
caçar e, algumas vezes, para remover membros indesejáveis de suas 
sociedades.
Várias escritas em papiros do antigo Egito, datados aproxima-
damente de 1500 a.C., apresentavam informações referentes a recei-
tas contendo reconhecidos venenos. Desse modo, a toxicologia pode 
ser vista como a formadora da base da medicina terapêutica e expe-
rimental. Pode-se destacar, inclusive, que Hipócrates (460-375 a.C.) 
– considerado o pai da medicina – já relacionava vários venenos e des-
crevia instruções que podem ser consideradas hoje como princípios da 
toxicologia.
A morte provocada por envenenamento era comum desde os tem-
pos mais remotos e se considerava como um dos perigos cotidianos 
inerentes à vida. Em face ao temor existente com relação aos atentados 
com venenos contra fi guras célebres, como por exemplo reis e rainhas, 
era comum a função dos “provadores ofi ciais” nas cortes antigas: pes-
soas responsáveis por experimentar previamente a comida e a bebida 
de seus amos.
Um dos grandes destaques no processo de evolução da toxico-
logia foi o renascentista Philippus Paracelsus (1493-1541). Paracelsus 
vislumbrou muitas visões revolucionárias que permanecem até hoje 
como partes estruturais da toxicologia. É dele, inclusive, o postulado 
que norteia os fundamentos desta ciência: “Todas as substâncias são 
venenosas. Não há nenhuma que não seja. A dose certa diferencia um 
veneno de um remédio”.
Amplamente citado como o fundador da toxicologia, Mattieu 
Orfi lla (1787-1853) defi niu esta ciência como o estudo dos venenos e 
singularizou a toxicologia como uma disciplina distinta das outras. 
Orfi lla foi o primeiro toxicologista a usar sistematicamente análises 
4 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
químicas e autópsias como prova legal de envenenamentos. A intro-
dução da autópsia para propósito de detecção de envenenamentos aci-
dentais e intencionais deu origem a uma área específi ca, denominada 
atualmente como toxicologia forense.
Com o advento da Revolução Industrial (séculos XVIII-XIX) vá-
rias substâncias começaram a ser produzidas e emitidas, trazendo con-
sequênciasno caso de análise de sódio (Na), a proximidade com o 
mar, uma vez que suas concentrações podem se apresentar elevadas 
pela presença de NaCl, comum no aerossol de áreas costeiras.
7.1.4 Monitoramento no Solo
No monitoramento de contaminantes no solo deve-se observar a 
distância da fonte contaminante com relação à área de estudo, poden-
CAPÍTULO 7 – AVALIAÇÃO AMBIENTAL ►◄ 127
do-se estabelecer uma zona de infl uência. Várias são as características 
encontradas no solo que infl uirão na retenção de contaminantes, den-
tre elas: o teor de matéria orgânica, a composição mineralógica do solo, 
a umidade, o pH, etc.
O solo, por ser um compartimento que não apresenta mobilida-
de, pode indicar resultados mais precisos e cumulativos com relação a 
uma deposição de contaminantes em função do tempo.
7.2 MONITORAMENTO AMBIENTAL EM 
COMPARTIMENTOS BIÓTICOS
Também conhecido como biomonitoramento ou biomonitoriza-
ção, este tipo de estudo avalia diretamente o impacto dos contaminan-
tes por meio da observação, coleta e análise periódica da fauna e/ou 
fl ora do local atingido. Este método baseia-se nas respostas dos orga-
nismos – tanto dos indivíduos como das comunidades – para avaliar a 
exposição ambiental às substâncias químicas. Com base nesse pressu-
posto, admite-se que os organismos são monitores naturais do impacto 
sofrido pelos ecossistemas e que eles reagem a esse impacto por meio 
de medidas mensuráveis.
Os parâmetros usados no monitoramento ambiental em compar-
timentos bióticos podem ser diretos ou indiretos. Com relação aos pa-
râmetros diretos – apesar do uso de material biológico – o critério a 
ser analisado é um fator não biológico, onde o exemplo mais comum 
é a medida da concentração da substância química nos organismos. Já 
o uso dos parâmetros indiretos inclui um critério biológico na avalia-
ção da qualidade ambiental como, por exemplo, mudanças morfológi-
cas, citológicas, fi siológicas ou bioquímicas nos indivíduos; ausência e 
abundância de populações de indivíduos, etc.
Quando conduzido adequadamente, o biomonitoramento fornece 
informações que geralmente não podem ser obtidas por técnicas de 
monitoramento físico-químicas tradicionais permitindo, assim, o co-
nhecimento de medidas reais dos efeitos dos contaminantes e a deli-
mitação de zonas muito afetadas e de outras onde já esteja ocorrendo 
recuperação ambiental.
128 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Os organismos utilizados para medida dos parâmetros indiretos 
devem ser sensíveis aos graus de contaminação. Dessa forma, pode 
ser estabelecido um fator capaz de alterar as comunidades dos orga-
nismos, indicando uma relação entre o grau de degradação da área e 
a abundância relativa dos organismos ou sua alteração morfológica.
Os biomonitores são seres vivos que apresentam características 
capazes de refl etir o grau de contaminação de um local com certa pre-
cisão. Dentre suas características ideais, pode-se destacar:
• O organismo deve ser abundante no local de estudo.
• O organismo deve ser de fácil coleta.
• O organismo deve possuir vasta distribuição.
• O organismo deve exibir alta concentração da substância, etc.
Além destes requisitos, também se recomenda que o organismo 
seja de fácil identifi cação e que seus dados fi siológicos e ecológicos 
reportados na literatura sejam abundantes.
Vários grupos têm sido estudados e empregados no monitora-
mento ambiental, sendo que na seleção de tais monitores deve-se levar 
em consideração a situação específi ca sob investigação. Por exemplo, 
organismos aquáticos sésseis (fi xos a um substrato) conseguem indicar 
com mais precisão o grau de contaminação de uma determinada área, 
enquanto no caso da avaliação do impacto de um efl uente que é despe-
jado em um sistema muito raso ou perto do fundo, deve-se usar como 
indicadores as espécies bentônicas (organismos que vivem no fundo 
dos sistemas aquáticos) expostas.
Nos estudos de biomonitoramento, algumas variáveis devem ser 
consideradas, como:
• A sensibilidade dos organismos indicadores à substância 
estudada.
• O ciclo de vida/idade e o sexo dos organismos.
• A salinidade (organismos marinhos ou de água doce).
• A infl uência de variações sazonais, etc.
Moluscos bivalves são especialmente utilizados em biomonito-
rização, por serem organismos sésseis e fi ltradores. A deposição de 
CAPÍTULO 7 – AVALIAÇÃO AMBIENTAL ►◄ 129
contaminantes atmosféricos também pode ser monitorada de forma 
rotineira utilizando organismos vivos. Como exemplo pode-se citar a 
utilização de bromélias, como a Tillandsia usneoides, em estudos envol-
vendo metais pesados e outras substâncias tóxicas persistentes.
Dentro da ótica da saúde humana é importante ressaltar os efeitos 
da contaminação em organismos que servem de alimento para o ho-
mem. Vários trabalhos no Brasil descrevem a contaminação em muitos 
ambientes, incluindo a Amazônia. Nesses estudos são analisadas con-
centrações de mercúrio e também de DDT na biota aquática setentrio-
nal do Brasil.
Em algumas situações, a análise de tecidos animais pode ser uti-
lizada em biomonitorização de cadeias trófi cas. Ovos de aves e aná-
lise de penas são considerados métodos claramente acessíveis e não 
invasivos, cujo impacto sobre as populações pode ser desprezível.
7.3 BIOMONITORAMENTO EM TEMPO REAL
Existem situações onde é necessário o acompanhamento de pro-
cessos em tempo real, e muitas vezes isso implica no emprego de 
biossensores, que serão descritos brevemente a seguir. Antes, porém, 
pode-se destacar que em países desenvolvidos, como o Japão, o acom-
panhamento da qualidade da água em uma determinada bacia hidro-
gráfi ca é realizado por meio de redes sofi sticadas de monitoramento 
físico, químico e biológico, capazes de emitir alertas de contaminação 
imediatos; o que reduz muito o tempo entre o aparecimento de um 
problema e a mitigação de seus efeitos.
7.4 BIOSSENSORES
Em linhas gerais, um biossensor é um aparelho capaz de fazer a 
transdução de uma reação enzimática em um sinal elétrico. Biossenso-
res são o resultado da interação sinergística; um passo além da simples 
combinação da bioquímica com a microeletrônica.
130 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Em 1984, duas décadas após o aparecimento deste termo, ainda 
se discutia muito a sua aplicabilidade em biotecnologia, que hoje já é 
um fato em muitas áreas da produção de fármacos, alimentos e outros 
processos fermentativos como a produção de cerveja.
Na química analítica, o uso dos biossensores evoluiu muito, ha-
vendo inúmeros exemplos de como pode-se analisar diretamente os 
sistemas vivos, inclusive usando-se métodos que envolvem técnicas 
avançadas de microscopia eletrônica.
Existem aplicações dos biossensores nos mais variados setores, 
desde o diagnóstico clínico ao controle da poluição, passando-se pela 
indústria de essências e edulcorantes (agentes de sabor em alimentos).
Na indústria, há mais de vinte anos os biossensores são utilizados 
no monitoramento de gases tóxicos, explosivos ou infl amáveis, e tam-
bém na mineração.
Por outro lado, a determinação de metais pesados em solos com 
o uso de biossensores que aliam bactérias luminescentes, a extração 
química ainda está em fase inicial, com problemas na distinção dos 
níveis de contaminação. Assim, há necessidade de desenvolvimento 
da redução dos limites de detecção deste tipo de metodologia para que 
ela possa provar sua utilidade a médio prazo.
7.5 O GEOPROCESSAMENTO APLICADO AO 
MONITORAMENTO AMBIENTAL
A área do conhecimento que utiliza técnicas matemáticas e com-
putacionais para a produção e o tratamento de informações geográfi -
cas é conhecida pelo termo geoprocessamento. O geoprocessamento 
reúne uma série de metodologias e tecnologias de coleta, tratamento, 
manipulação e apresentação de informações espaciais voltadas para 
um objeto comum. É uma tecnologia transdisciplinar, pois integra vá-
rias disciplinas, equipamentos, programas, entidades e pessoas na lo-
calização e no processamento dos dados geográficos para a análise e 
apresentação de mapas digitais georreferenciados.
O principal instrumento computacional do geoprocessamento é 
o sistema de informações geográfi cas (SIG) que reúne os dados de di-
CAPÍTULO 7 – AVALIAÇÃO AMBIENTAL ►◄ 131
versas fontes ao criar um banco de dados georreferenciado. Na área 
ambiental e em recursos hídricos, o uso de SIG tem sido cada vez mais 
intensifi cado e difundido, pois auxilia na identifi cação da variabili-
dade espacial das características de uma determinada área dentro de 
uma bacia hidrográfi ca. Este fato é especialmente importante tendo em 
vista que as técnicas de geoprocessamento permitem a simulação e a 
montagem de cenários prospectivos para eventos de erosão, transpor-
te de sedimentos, escoamento e lixiviação de nutrientes. Além disso, 
a modelagem de fontes de poluição não pontuais também é possível 
com o uso de SIG.
Uma das aplicações mais interessantes do geoprocessamento em 
nosso país é fruto da pesquisa espacial desenvolvida pelo INPE (Ins-
tituto Nacional de Pesquisas Espaciais), em sua bem-sucedida coope-
ração com os chineses no lançamento dos satélites que monitoram as 
queimadas e o desmatamento na Amazônia. Um maior conhecimento 
científi co da área e a divulgação das informações geradas podem ser-
vir para garantir não somente o seu futuro, mas o de outras regiões, a 
partir dos exemplos positivos passíveis de generalização.
7.6 CONSIDERAÇÕES FINAIS
O monitoramento ambiental muitas vezes não representará as di-
versas condições e situações de exposição se as amostragens não forem 
frequentes e bem planejadas. Este também não deve ser usado para 
avaliar a exposição total humana (melhor demonstrada no monitora-
mento biológico), uma vez que as análises são realizadas separada-
mente nos compartimentos bióticos e abióticos, com as peculiaridades 
de cada meio e cada rota de exposição.
Além disso, deve-se levar em consideração uma série de variá-
veis características de cada situação de estudo, podendo-se destacar 
também que as maiores difi culdades na interpretação dos dados pro-
vêm da inadequada coleta, acondicionamento ou procedimentos de 
análise.
Apesar desses problemas, o monitoramento ambiental apresen-
ta-se como um importante instrumento na verifi cação dos níveis de 
132 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
contaminação dos sistemas ambientais e pode ser considerado como 
parte integrante em um programa de proteção à saúde, uma vez que a 
contaminação que afeta prejudicialmente o ambiente, afeta também o 
bem-estar, a saúde e a qualidade da vida humana.
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C A P Í T U L O 8
Avaliação da Toxicidade
Eduardo Cyrino Oliveira-Filho
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 137
Como descrito anteriormente, a toxicidade é uma propriedade 
inerente de cada substância para produzir um efeito adverso sobre um 
organismo vivo, tanto em nível de organismo como um todo, quanto 
em níveis moleculares, celulares ou bioquímicos, ou sobre uma comu-
nidade, após exposição − durante um certo tempo − a determinadas 
doses ou concentrações.
Desse modo, entende-se que para se mensurar a toxicidade de 
uma substância ou mistura de substâncias é indispensável a utiliza-
ção de organismos vivos ou de sistemas biologicamente relacionados. 
Um bioensaio ou ensaio de toxicidade é um processo que utiliza or-
ganismos vivos para estimar os efeitosdas substâncias. Esses ensaios 
podem ser divididos em duas categorias: aqueles que se preocupam 
com a predição (antecipação de um possível efeito) e aqueles que se 
preocupam com a avaliação da exposição (monitoramento do efeito 
existente). Os ensaios de toxicidade não são realizados para demons-
trar que a substância é segura, mas para caracterizar os efeitos tóxicos 
que essa substância pode produzir.
Os dados em seres humanos sobre a toxicidade das substâncias 
são obviamente mais relevantes para uma avaliação segura do que 
aqueles obtidos pela exposição de animais de experimentação. Toda-
via, exposições controladas do homem às substâncias perigosas ou po-
tencialmente perigosas são limitadas por considerações éticas e, assim 
sendo, as informações obtidas por métodos clínicos ou epidemiológi-
cos devem ser registradas. Se estas informações não estiverem dispo-
níveis, como no caso de todas as novas substâncias sintéticas, os dados 
devem ser obtidos a partir de ensaios com animais de experimentação.
Existem dois princípios básicos com relação aos ensaios de toxi-
cidade descritiva em animais. O primeiro é que os efeitos produzidos 
por um composto em animais de laboratório, quando propriamente 
qualifi cados, são aplicáveis ao ser humano. O segundo é que a exposi-
ção de animais de experimentação a agentes tóxicos em altas doses é 
um método necessário e válido para detectar possíveis riscos aos seres 
humanos. Entretanto, em laboratório existe somente um pequeno nú-
mero de espécies disponíveis para teste.
Os animais de experimentação utilizados para ensaios visando 
proteger a saúde do homem incluem geralmente mamíferos, dentre 
138 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
os quais se destacam macacos, cachorros, coelhos, cobaias, ratos e ca-
mundongos.
Os ensaios em espécies silvestres – vivendo em gaiolas sob condi-
ções de campo – podem ser utilizados, mas algumas vezes apresentam 
grande variedade de problemas.
Os dados obtidos de ensaios de campo são de grande valor em 
suplemento aos dados de laboratório para validar a projeção dos re-
sultados experimentais para o ecossistema, incluindo os efeitos sobre 
os seres humanos.
Várias técnicas analíticas sensíveis tornam relativamente simples 
a condução de estudos de campo utilizando o homem, por meio do 
monitoramento dos níveis de uma substância ou de seus metabólitos no 
sangue, urina, cabelo ou saliva. Este monitoramento biológico − junto 
com o monitoramento ambiental − provém de uma importante fonte 
de informação sobre a exposição do homem ou de outros organismos 
expostos (p. ex. organismos de ecossistemas aquáticos).
Segundo Parrish (1995), ensaios de toxicidade aguda com orga-
nismos aquáticos têm sido amplamente utilizados para determinar os 
efeitos de substâncias potencialmente tóxicas (p. ex. agrotóxicos, me-
tais) desde a Segunda Guerra Mundial.
Os ensaios toxicológicos preditivos cujo foco de interesse não é di-
retamente a saúde do homem, mas os agravos à “saúde” de ecossistemas 
são também denominados de testes ecotoxicológicos ou de ecotoxicida-
de. O termo ecotoxicologia foi cunhado por René Truhaut, em 1969, para 
designar o ramo da toxicologia voltado especifi camente para o estudo 
dos efeitos de substâncias químicas sobre ecossistemas, e objetivando o 
estabelecimento de medidas para proteger seus vários componentes dos 
efeitos adversos de poluentes ambientais.
Conforme citado anteriormente, embora o termo ecotoxicologia 
seja relativamente recente, os efeitos adversos das substâncias quími-
cas sobre organismos aquáticos já vinham sendo estudados pela toxi-
cologia aquática e pela própria ecologia.
Posteriormente à defi nição de Truhaut, a ecotoxicologia ganhou 
mais espaço e destaque, se tornando uma área de atuação extrema-
mente moderna e alinhada com a evolução dos tempos. Embora esteja 
baseada fundamentalmente na toxicologia clássica ou de mamíferos, 
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 139
a ecotoxicologia se confi gurou como uma disciplina independente, já 
que a toxicologia evoluiu ao longo da história sempre ao lado da far-
macologia. A tabela 8.1 apresenta as principais diferenças entre a toxi-
cologia clássica e a ecotoxicologia.
TABELA 8.1
PRINCIPAIS DIFERENÇAS ENTRE A TOXICOLOGIA CLÁSSICA E A ECOTOXICOLOGIA
Toxicologia Ecotoxicologia
Objetivo: Proteger os seres humanos 
da ação de substâncias tóxicas
Objetivo: Proteger populações e 
comunidades de diferentes espécies
da ação de substâncias tóxicas
Utiliza animais experimentais
Pode utilizar as próprias espécies
em questão
A espécie alvo é conhecida (homem), 
o que permite maior precisão na 
extrapolação dos resultados
Impossível conhecer e testar todas as 
espécies a serem protegidas, desse 
modo o grau de extrapolação
não é tão preciso
A dose da substância administrada 
pode ser medida com precisão
A exposição se dá pela concentração 
da substância e a dose absorvida só é 
determinada através de experimentos 
de acumulação e metabolismo
Existe muito conhecimento sobre 
os animais experimentais e, grande 
ênfase é dada aos mecanismos
de ação tóxica
Em muitos casos não se tem 
informações sobre a biologia dos 
organismos teste e, só recentemente 
mais atenção tem sido dispensada aos 
mecanismos de ação tóxica
das substâncias
Fonte: Adaptado de Rand et alii (1995).
Com o desenvolvimento da ecotoxicologia, é hoje quase consen-
sual, entre os ecotoxicologistas, que ensaios para determinar efeitos 
agudos, isoladamente, são insufi cientes para antecipar danos aos ecos-
sistemas causados por substâncias ou misturas de substâncias (p. ex. 
efl uentes), mas mesmo assim, esses desempenham papel importante, 
em virtude da simplicidade, do baixo custo e da possibilidade maior 
de controle das condições experimentais, fatores importantes na ga-
rantia da reprodutibilidade e da confi abilidade dos resultados. Nesse 
140 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
contexto, os ensaios de toxicidade subcrônica ou crônica se tornam es-
senciais para a elaboração do processo de avaliação de risco das subs-
tâncias estudadas. Desse modo, tornou-se fundamental a elaboração 
e a realização de ensaios que detectassem efeitos mais sutis, princi-
palmente sobre funções biológicas dos organismos testados, tais como 
crescimento, desenvolvimento, reprodução, metabolismo, etc.
Uma outra abordagem é a dos biomarcadores ou marcadores 
biológicos, uma determinação de parâmetros bioquímicos ou celulares 
que possam expressar a interação entre uma substância química 
e um ser vivo. Tal avaliação pode ser capaz de detectar alterações 
quimicamente induzidas em componentes, processos, estruturas e 
funções celulares ou bioquímicas, de um indivíduo ou de uma amostra 
biológica.
8.1 ENSAIOS TOXICOLÓGICOS
Todas as novas substâncias químicas requerem prioridade na sua 
avaliação. Normalmente os ensaios são realizados seguindo uma esca-
la de ordenação, ou de acordo com os efeitos a serem observados. De 
um modo geral, os primeiros ensaios a serem realizados são os de toxi-
cidade aguda. A DL50, a CL50 e outros efeitos agudos são determina-
dos após a administração por uma ou mais rotas (rotas de exposição) 
em uma ou mais espécies. Os dados desses ensaios fornecem:
• Uma estimativa quantitativa de toxicidade aguda (DL50, CL50) 
para fi ns de comparação entre substâncias.
• Uma identifi cação de órgãos-alvo e outras manifestações clíni-
cas de toxicidade aguda.
• O estabelecimento da reversibilidade da resposta tóxica.
• Uma relação dose–resposta para outros estudos posteriores.
Os ensaios de toxicidade subaguda são realizados para obter in-
formações sobre a toxicidade de uma substância após sua adminis-
tração repetida e para estabelecer doses para estudos subcrônicos. A 
exposição subcrônica dura em média 90 dias e a principal meta deste 
estudo é o estabelecimento do Nível de Efeito Adverso não Observado 
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 141
− NOAEL − e a identifi cação e a caracterização do órgão específi co ou 
órgãosafetados pelo composto testado após doses repetidas.
Os estudos de exposição crônica ou de longo prazo são realizados 
de forma similar aos subcrônicos. Em roedores, exposições crônicas 
são usualmente de 6 meses a 2 anos. Esses ensaios são realizados para 
avaliar a toxicidade cumulativa de substâncias e incluem observações 
sobre o desenvolvimento de tumores e a possibilidade de um efeito 
carcinogênico.
Os efeitos de substâncias sobre o desenvolvimento e a reprodu-
ção também devem ser determinados. A toxicidade durante o desen-
volvimento é avaliada pela observação de efeitos adversos de agen-
tes químicos e físicos no período entre a concepção e o nascimento. 
A toxicidade sobre a reprodução é avaliada por meio da observação 
de efeitos adversos nos sistemas reprodutivos masculino ou feminino, 
resultantes da exposição aos agentes químicos e físicos.
A avaliação do potencial mutagênico de substâncias pode ser reali-
zada por meio da aplicação de ensaios rápidos utilizando microrganis-
mos (Teste de Ames, com Salmonella typhimurium, entre outros) ou com 
células de mamíferos (Ensaio do Linfoma de Camundongo, Teste do 
Micronúcleo, Teste com Linfócitos de Sangue Periférico, Teste de Tro-
cas entre Cromátides-Irmãs, Teste com Células de Ovário de Hamster 
Chinês, Teste do Dominante Letal, etc.).
Por esses poucos exemplos pôde se perceber a grande quantidade 
de ensaios disponíveis para avaliar a toxicidade de substâncias quí-
micas. Os principais ensaios, que inclusive fazem parte da avaliação 
toxicológica para registro de agrotóxicos no Brasil, serão descritos bre-
vemente a seguir:
8.1.1 Determinação da DL50 Oral
Visa verifi car a toxicidade produzida por uma substância quando 
administrada pela via oral, geralmente por meio de entubação gástrica 
(gavage). De um modo geral, os ensaios se baseiam no registro do per-
centual de animais que são levados a óbito em determinadas faixas de 
doses. Recomenda-se, também, observar a ocorrência de sinais e sin-
142 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
tomas indicativos de toxicidade não letal (ambulação, piloereção, etc.). 
O animal de experimentação mais utilizado nesse ensaio é o rato. Ou-
tros dois ensaios também são comuns para observação do parâmetro 
letalidade em 50 % dos animais testados, a DL50 dérmica, que tem os 
mesmos princípios do teste oral só que a via de exposição é a dérmica, 
nesse caso coelhos também são utilizados; e a CL50 inalatória, onde o 
objetivo é a exposição via inalatória, nesse teste os ratos voltam a ser os 
espécimes mais utilizados.
8.1.2 Teste de Irritação Dérmica Primária
Consiste na aplicação única do produto a ser testado no dorso de 
coelhos. É aplicado um patch oclusivo por quatro horas e, após esse 
período, o produto é retirado. Procede-se a graduação das lesões (eri-
tema e edema), 24, 48 e 72 horas após a aplicação, seguindo a escala de 
Draize.
8.1.3 Teste de Irritação Ocular Primária
Consiste na aplicação única do produto no saco conjuntival de 
coelhos, com observações da evolução das lesões em 24, 48, 72 horas e 
sete dias após a instilação. São graduadas as alterações de conjuntiva 
(secreção, hiperemia e quimose), íris (irite) e córnea (densidade e área 
de opacidade). Por ser um método extremamente criticado em virtude 
da crueldade com os animais, testes alternativos in vitro vêm sendo 
estudados como uma forma de se manter a predição para possíveis 
danos, principalmente aos olhos dos aplicadores de agrotóxicos.
8.1.4 Sensibilização Dérmica
São realizadas aplicações tópicas da menor dose não irritante por 
um período de três semanas (fase de indução). Após um período de re-
pouso, procede-se à aplicação tópica da maior dose não irritante (fase 
de desafi o). As reações são graduadas segundo escala específi ca, com 
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 143
a fi nalidade de avaliar o potencial de sensibilização. Esse ensaio é rela-
cionado com o potencial alergênico da substância.
Os ensaios descritos do item 8.1.1 até o item 8.1.4 são considera-
dos de toxicidade aguda e utilizados para a classifi cação toxicológica 
dos agrotóxicos utilizados no Brasil.
A tabela 8.2 mostra os critérios para o estabelecimento de classifi -
cação toxicológica dos agrotóxicos no Brasil, de acordo com a Portaria 
no 03, de 16 de janeiro de 1992.
TABELA 8.2
CRITÉRIOS PARA CLASSIFICAÇÃO TOXICOLÓGICA DE AGROTÓXICOS E AFINS,
DE ACORDO COM A PORTARIA NO 03, DE 16 DE JANEIRO DE 1992
Classifi cação Toxicológica
Ensaio Formulação
Extremamente 
Tóxico
(Classe I)
Altamente
Tóxico
(Classe II)
Medianamente 
Tóxico
(Classe III)
Pouco
Tóxico
(Classe IV)
DL50 
oral
Ratos
Líquida ≤ 20 mg/kg
20–200 
mg/kg
200–2 000 
mg/kg
> 2 000 mg/kg
Sólida ≤ 5 mg/kg 5–50 mg/kg 50–500 mg/kg > 500 mg/kg
DL50 
dérmica
Ratos
Líquida ≤ 40 mg/kg
40–400 
mg/kg
400–4 000 
mg/kg
> 4 000 mg/kg
Sólida ≤ 10 mg/kg
10–100 
mg/kg
100–1 000 
mg/kg
> 1 000 mg/kg
CL50 
inalatória
Ratos
–
≤ 0,2 mg/L de 
ar em uma hora
0,2–2 mg/L 
de ar em 
uma hora
2–20 mg/L de ar 
em uma hora
> 20 mg/L 
de ar
em uma hora
Irritação 
dérmica
–
Ulceração ou 
corrosão na 
pele
Irritação 
severa ≥ 5
escala 
Draize
Irritação 
moderada 3–5
escala Draize
Irritação leve 
malias estruturais e retardo de crescimento. A substância é administra-
da às fêmeas grávidas desde o período de implantação embrionária até 
o fi nal da gestação. Pouco antes da data do nascimento dos fi lhotes é 
realizada uma cesariana. O conteúdo uterino é examinado e são realiza-
das avaliações nas vísceras e nas formações ósseas dos fetos. Em geral, 
ratos e coelhos são os animais utilizados.
8.1.10 Carcinogenicidade
O objetivo deste estudo de dois anos de duração é avaliar se a 
exposição à substância-teste ou ao microrganismo pode gerar o desen-
volvimento de lesões neoplásicas (carcinogenicidade). As vias de ad-
ministração podem ser oral, dérmica ou inalatória e o rato é o animal 
experimental mais utilizado.
Os ensaios descritos do item 8.1.5 até o item 8.1.10 são considera-
dos de toxicidade crônica ou prolongada e utilizados para restrições de 
uso, recomendação da utilização de equipamentos de proteção indivi-
dual (EPIs) e sobretudo para indeferir uma solicitação de registro, no 
caso de positividade nos testes de mutagênese, teratogênese e carcino-
gênese, de acordo com a Lei no 7.802/89.
146 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
8.1.11 Toxicidade/Patogenicidade Oral Aguda
Tem como objetivo avaliar as características tóxicas e/ou patogê-
nicas de um agente microbiológico de controle (AMC). Normalmente 
trata-se do passo inicial na avaliação de segurança de um AMC. O 
AMC é administrado oralmente por gavage em uma dose máxima 
única. Os animais experimentais permanecem em observação por 21 
dias e são registrados efeitos clínicos, de comportamento e mortali-
dade. A infectividade também é avaliada periodicamente durante o 
período de observação. O rato e o camundongo são os animais mais 
utilizados.
8.1.12 Toxicidade/Patogenicidade Pulmonar Aguda
Também é um ensaio para avaliar a segurança de microrganis-
mos caracterizados como agrotóxicos e afi ns. Nesse caso, o objetivo é 
avaliar as características tóxicas e/ou patogênicas de um agente mi-
crobiológico de controle (AMC) administrado pela via respiratória. O 
AMC é administrado pelas vias intranasal ou intratraqueal em uma 
dose máxima única. Os animais experimentais permanecem em obser-
vação por 21 dias e são registrados efeitos clínicos, de comportamento 
e mortalidade. A infectividade também é avaliada periodicamente du-
rante o período de observação. O rato e o camundongo são os animais 
mais utilizados.
8.1.13 Resposta de Imunidade Celular
Ensaio também solicitado para microrganismos caracterizados 
como agrotóxicos e afi ns, que tenham apresentado algum grau de to-
xicidade em testes preliminares. Fornece informações sobre o tempo 
de recuperação de efeitos imunotóxicos signifi cativos. São utilizados 
um grupo-satélite com animais tratados e um grupo-controle com os 
não tratados. Os animais são observados com sete, 14 e 28 dias após a 
administração da substância. Durante esse período são avaliados parâ-
metros imunológicos para quantifi car a imunotoxicidade.
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 147
Os ensaios descritos do item 8.1.11 até o item 8.1.13 são específi -
cos para avaliar a segurança de microrganismos caracterizados como 
agrotóxicos e afi ns (p. ex. Bacillus thuringiensis). Esses microrganismos 
correspondem a um tipo alternativo de produto utilizado no manejo 
integrado de pragas e recentemente receberam a defi nição de critérios 
para uma avaliação específi ca, principalmente por se tratarem de or-
ganismos vivos.
8.2 ENSAIOS ECOTOXICOLÓGICOS
Com relação à avaliação da toxicidade para ecossistemas (eco-
toxicologia), várias metodologias estão padronizadas. Os estudos de 
ecotoxicidade com organismos aquáticos já se encontram amplamente 
desenvolvidos, baseados principalmente nos ensaios com mamíferos. 
Os ensaios consistem em expor as espécies-teste representativas do 
ambiente a várias concentrações de uma ou mais substâncias, duran-
te um determinado período de tempo. Neste sentido, são observados 
efeitos sobre as funções biológicas fundamentais, como crescimento, 
reprodução e morte, que afetam diretamente as características das di-
versas comunidades aquáticas. Em geral, recomenda-se a realização de 
ensaios com três organismos pertencentes a diferentes níveis trófi cos 
do ambiente aquático.
Os microrganismos são componentes de grande importância 
nesse ecossistema, participando nos ciclos de nutrientes e elementos 
químicos, servindo de alimento para outros organismos e, principal-
mente, decompondo materiais orgânicos e inorgânicos. Dentre os pro-
cedimentos recomendados com microrganimos destacam-se:
• O sistema MICROTOX®, que avalia a inibição da biolumines-
cência emitida pela bactéria marinha Vibrio fi scheri.
• O ensaio com a bactéria Spirillum volutans, que observa o efeito 
sobre a mobilidade.
• O ensaio com a bactéria Pseudomonas putida, que observa a ini-
bição da taxa respiratória da bactéria.
As microalgas constituem o elemento básico das cadeias ali-
mentares aquáticas, incorporam a energia obtida do sol à biomassa, 
148 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
participam de ciclos de elementos e servem de alimento para vários 
organismos. Dentre os procedimentos recomendados, destacam-se prin-
cipalmente os estudos de inibição do crescimento da biomassa algácea, 
com 96 horas de duração. Entre as espécies mais utilizadas destacam-se:
• Dulcícolas – Selenastrum capricornutum, Chlorella vulgaris e 
Scenedesmus subspicatus.
• Marinhas – Skeletonema costatum, Tetraselmis chuii, Phaeodactylum 
tricornutum e Isochrysis galbana.
Recentemente, a alga da espécie S. capricornutum teve a sua 
denominação alterada para Pseudokirchneriella subcaptata Korshikov.
A inibição do crescimento da biomassa algácea pode ser observa-
da por meio de três métodos distintos:
a) Contagem celular ao microscópio ótico.
b) Utilização da fl uorimetria para determinação do conteúdo de 
clorofi la.
c) Espectrofotometria para determinação da absorbância luminosa.
Os microcrustáceos são os representantes dos consumidores pri-
mários utilizados em grande parte dos ensaios ecotoxicológicos. Des-
taca-se a observação do efeito sobre a mobilidade de Cladoceros (p. ex. 
Daphnia similis), sobre a reprodução com Ceriodaphnia dubia, ou o efeito 
letal sobre Artemia sp.
Alguns ensaios são específi cos para avaliar os efeitos de sedimen-
tos contaminados. Nesses casos são utilizados invertebrados bentôni-
cos, principalmente larvas de libélula das espécies Chironomus riparius 
e C. tentans, e o crustáceo anfípoda da espécie Hyalella azteca.
Os peixes são consumidores secundários e nas avaliações ecotoxi-
cológicas representam os vertebrados componentes dos ecossistemas 
aquáticos. São muitos os tipos de ensaio utilizando peixes. Em geral, 
os procedimentos recomendam a utilização de espécies pequenas e de 
fácil manutenção em laboratório. Destacam-se as espécies Danio rerio, 
Poecilia reticulata e Pimephales promelas, entre outras.
Em se tratando de efeitos sobre o ecossistema, utilizam-se ainda 
ensaios para a avaliação da biodegradabilidade e da bioacumulação de 
substâncias químicas.
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 149
Atualmente existe um grande número de ensaios de laboratório 
padronizados para predição dos efeitos, comparação de toxicidade 
ou controle de emissão de substâncias, contudo recomenda-se sempre 
que possível a realização de um ensaio em campo para validar os re-
sultados obtidos no laboratório.
Dentre os ensaios comentados alguns são frequentemente solici-
tados e executados pelas empresas interessadas na obtenção de ava-
liação da periculosidade ambiental de agrotóxicos e afi ns para fi ns de 
registro (Lei no 7.802/89). Dentre estes, alguns serão brevemente des-
critos a seguir.
8.2.1 Toxicidade com Algas, Microcrustáceos e Peixes 
de Água Doce
Os ensaios de toxicidade com organismos de água doce têm como 
objetivo avaliar os possíveis impactos da substância ou do agente mi-
crobiológico sobre as comunidades presentes nesses ambientes. O en-
saio com algas,em geral, avalia a inibição do crescimento de microalgas 
em 96 horas, e é considerado um ensaio rápido de reprodução e de-
senvolvimento. As espécies Pseudokirchneriella subcapitata (Selenastrum 
capricornutum) e Scenedesmus subspicatus são as mais utilizadas. Entre 
os microcrustáceos a pulga d’água do gênero Daphnia é a mais utiliza-
da. Esse ensaio considerado agudo avalia a inibição da mobilidade do 
organismo e dura de 24 a 48 horas. Os ensaios agudos com peixes têm 
na letalidade seu principal desfecho. O ensaio dura de 48 a 96 horas, 
sendo Danio rerio (paulistinha) a espécie mais utilizada.
8.2.2 Toxicidade Crônica com Microcrustáceos e 
Peixes de Água Doce
Esses ensaios são considerados crônicos porque avaliam efeitos 
sobre funções biológicas fundamentais, principalmente a reprodução 
e o desenvolvimento embrionário. Embora exista o título de crônico, os 
ensaios duram apenas alguns dias, sendo mais adequado identifi cá-los 
150 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
como ensaios rápidos de reprodução e desenvolvimento. Entre os mais 
executados estão incluídos: 1 – Ensaio de sete dias com o microcrus-
táceo Ceriodaphnia dubia Richard, 1894, que avalia o efeito da substân-
cia sobre a geração de fi lhotes pelas fêmeas expostas. Trata-se de um 
ensaio extremamente bem elaborado, visto que um organismo jovem 
com quatro dias já se encontra em condições de se reproduzir normal-
mente, e nesse caso, quando exposto a partir do 1o dia de vida, passa a 
ter sua reprodução inibida ou não, dependendo da substância avalia-
da. 2 – Ensaio de sete dias para avaliar a sobrevivência e o crescimento 
de larvas, ou para avaliar a sobrevivência e a teratogenicidade na fase 
embriolarval de peixes. As espécies mais utilizadas são Danio rerio e 
Pimephales promelas. No ensaio com larvas o objetivo é avaliar a sensi-
bilidade no estágio larval, com o organismo em fase de crescimento, 
enquanto no ensaio embriolarval, os embriões são expostos ainda em 
ovo e é avaliada a sobrevivência dos embriões e a possível indução de 
malformações embrionárias.
8.2.3 Toxicidade Aguda/Contato Oral com Abelhas
Esse ensaio foi desenvolvido visando à determinação da toxici-
dade aguda de substâncias ou microrganismos para abelhas, um in-
seto não alvo considerado útil. A exposição às diferentes dosagens ou 
concentrações pode ser por via oral ou pela exposição num ambiente 
fechado onde a substância tenha sido lançada na forma de aerossol. As 
abelhas são monitoradas por quatro horas e a mortalidade é registrada 
ao fi nal do ensaio. Poucos laboratórios no Brasil realizam esse ensaio.
8.2.4 Toxicidade Subcrônica com Minhocas
As minhocas são organismos presentes no solo e, por isso, esse 
ensaio foi delineado para fornecer informações acerca da toxicidade 
aguda de substâncias químicas ou de agentes microbiológicos sobre 
organismos do solo, durante o período de exposição. O ensaio dura de 
14 a 28 dias e a espécie Eisenia fetida é a mais utilizada.
CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 151
8.2.5 Toxicidade Aguda Oral com Aves
Baseado no ensaio de toxicidade oral aguda com mamíferos, esse 
ensaio objetiva a determinação de efeitos agudos em aves. O grupo de 
aves mais utilizado é o das codornas. Os animais são dosados via oral 
por gavage e observados por cerca de duas horas para a detecção de 
sinais e sintomas da intoxicação, incluindo a letalidade.
8.2.6 Toxicidade/Patogenicidade Inalatória Aguda 
com Aves
Um dos ensaios importantes na avaliação da periculosidade am-
biental de agentes microbiológicos caracterizados como agrotóxicos e 
afi ns. Este ensaio é condicionalmente requerido para agentes micro-
biológicos e/ou suas toxinas, quando são observados sinais de patoge-
nicidade ou toxicidade para aves no ensaio de toxicidade oral aguda. 
O objetivo é verifi car o potencial patogênico, no caso de o microrga-
nismo ser administrado pela via inalatória dos animais. A ave mais 
utilizada nesse ensaio é a codorna.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
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CAPÍTULO 8 – AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE ►◄ 153
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C A P Í T U L O 9
Avaliação de Risco em 
Toxicologia Ambiental
Adelaide Cássia Nardocci
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 157
O serhumano durante toda a sua existência sempre lidou com o 
conceito de risco e também é da natureza humana desafi ar o perigo. As 
sociedades sempre valorizaram quem ousa desafi ar o destino: “quem 
não arrisca não petisca”.
No campo científi co, o conceito de risco emergiu originalmente no 
século XVII no contexto de apostas, para o qual uma base de cálculo 
matemático de chances foi desenvolvida; e nesse contexto, risco signi-
fi cava a probabilidade de um evento ocorrer, combinada com a mag-
nitude de perdas e ganhos. Naquela época, a teoria da probabilidade 
fornecia uma maneira moderna de pensar.
No século XVIII, a análise de risco tinha um importante papel na 
segurança marítima, confrontando-se as chances de uma embarcação 
retornar em segurança e fazer a fortuna do seu proprietário com as de 
perdê-la em alto-mar e fazer, assim, a sua ruína. Desde então, o con-
ceito de risco passou a ser usado para auxiliar a tomada de decisão e, 
neste contexto, já se considerava o balanço risco–benefício.
Até então, o conceito era neutro, levando em conta apenas a pro-
babilidade de ganhos e perdas. Mas o termo risco teve o seu signifi ca-
do modifi cado e na sociedade ocidental ele perdeu a sua neutralidade, 
não estando mais associado apenas aos cálculos de probabilidade, mas 
também às consequências negativas.
No campo da saúde pública, o termo risco surgiu na epidemiolo-
gia americana, nos anos de 1920, em um artigo publicado no primei-
ro volume do American Journal of Hygiene, sendo introduzido apenas 
como indicativo de uma ameaça, perigo. Consolidou-se defi nitiva-
mente como um conceito quantitativo após a Segunda Guerra Mun-
dial, com o crescimento do securitarismo, que consistiu na responsabi-
lidade privada pela conquista do bem-estar e da saúde. Na década de 
1950, o conceito também ganhou força na área de segurança industrial 
como ferramenta de prevenção de acidentes, especialmente nas indús-
trias nuclear e bélica.
Portanto, embora a avaliação e o gerenciamento de riscos sem-
pre tenham feito parte das atividades humanas, o estudo científi co 
formal destas atividades é relativamente recente. Esses procedimentos 
foram elevados ao papel formal de avaliação de risco, na legislação 
ambiental, em meados da década de 1970, com a criação da Agência 
158 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
de Proteção Ambiental dos Estados Unidos da América – USEPA (U. 
S. Environmental Protection Agency). Isto resultou na profi ssionalização 
da chamada análise de risco e incentivou o surgimento de empresas de 
consultoria. Com o aumento do uso pelas indústrias como ferramenta 
de controle de perdas de processo e avaliação de segurança e no proces-
so de gestão ambiental por parte de órgãos governamentais, a análise de 
risco também foi consolidada como área de conhecimento acadêmico.
É também a partir desta época que as preocupações da sociedade 
com a qualidade do ambiente e com os possíveis riscos aos quais está 
exposta começaram a aumentar. Os grandes acidentes na indústria, 
os produtos químicos perigosos, a poluição ambiental, o aquecimento 
do planeta, a degradação do ambiente em todas as suas formas torna-
ram-se objetos de discussão da sociedade e foram inseridos na pauta 
política de países e de agências e organismos internacionais, como a 
Organização das Nações Unidas. Atualmente, os chamados “riscos 
ambientais” tornaram-se uma das mais importantes preocupações de 
cientistas, de políticos, de órgãos reguladores e do público em geral e a 
avaliação de riscos tem sido uma das mais importantes ferramentas de 
tomada de decisões, as quais afetam toda a sociedade. Alguns acham 
que todo risco é inaceitável, outros pensam que algum nível de risco 
deve ser tolerado.
Independente da posição de cada um, uma abordagem técnica e 
científi ca das questões, com base na melhor informação disponível, é 
sempre necessária. Esta abordagem é o que chamamos de avaliação de 
riscos e elas têm sido objeto de estudo nas mais diversas áreas do co-
nhecimento científi co: saúde pública, engenharia, economia, ciências 
atuariais, psicologia, entre outros.
9.1 O CONCEITO DE RISCO
No campo técnico-científi co, ainda não há um único conceito de 
risco, aplicável a todas as áreas. Existem várias defi nições e diferentes 
maneiras de quantifi car riscos, as quais têm sido úteis para auxiliar a 
tomada de decisão e resolver problemas específi cos. Segundo a Royal 
Society, risco é a probabilidade de ocorrência de um efeito adverso, 
Nayra
Destacar
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 159
para a vida e a saúde humana, o ambiente e a propriedade, em um de-
terminado período de tempo, resultante de um evento particular.
A Sociedade Internacional de Análise de Risco defi ne risco como o 
potencial de realização de consequências adversas e indesejáveis para 
a vida e a saúde humana, ou o ambiente; a estimativa do risco geral-
mente é baseada no produto do valor esperado da probabilidade de 
o evento ocorrer e as consequências do evento, caso ele ocorra. Ainda 
segundo Rodricks (1992), risco é a probabilidade de algum evento da-
noso (prejudicial) ocorrer.
Assim, de maneira geral, todas as defi nições têm em comum a 
associação de riscos com dois elementos principais: a probabilidade 
de ocorrência de um evento indesejável e as consequências negativas 
deste evento, uma vez que ele ocorra.
Além disto, para a caracterização do risco é necessário a existência 
simultânea de dois elementos: um perigo e um sujeito. Se houver um 
perigo (um produto perigoso, uma instalação industrial, ou uma situa-
ção) e não houver ninguém exposto a ele, não haverá risco.
9.2 OS AGENTES AMBIENTAIS
São muitos os agentes e/ou fatores ambientais aos quais o ser 
humano está exposto e que, direta ou indiretamente, podem afetar 
negativamente sua saúde e qualidade de vida. Entretanto, alguns 
têm merecido maior atenção, como os produtos químicos perigo-
sos, as radiações ionizantes e não ionizantes, os grandes acidentes 
industriais ou tecnológicos e os desastres naturais. Deste universo, 
as substâncias químicas, certamente, ocupam grande parte da nossa 
preocupação.
O número e a quantidade de substâncias químicas que ocorrem 
na natureza são imensuráveis e muitas delas são indispensáveis à nos-
sa vida. Os químicos orgânicos dão cor, cheiro e sabor aos produtos 
naturais; os combustíveis fósseis e os químicos inorgânicos, a parte não 
viva da terra. Com o avanço do conhecimento das teorias químicas, 
além das substâncias naturais, milhares de outras substâncias foram 
sendo sintetizadas e, principalmente, a partir da década de 1940, a taxa 
Nayra
Destacar
Nayra
Destacar
Nayra
Destacar
160 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
de introdução de novas substâncias e a escala de produção industrial 
aumentaram signifi cativamente até os dias atuais.
Estima-se que existam em uso atualmente no mercado centenas 
de milhares de substâncias químicas. Algumas dezenas delas são reco-
nhecidamente carcinogênicas, algumas outras têm suas propriedades 
físico-químicas e toxicológicas bem conhecidas como, por exemplo, o 
benzeno. Entretanto, para a maioria absoluta das substâncias não são 
bem conhecidos os efeitos sobre a saúde humana e sobre o ambiente; o 
que difi culta a tarefa de avaliação de riscos.
Entre as substâncias químicas, os agrotóxicos são um dos grupos 
que têm merecido grande atenção seja em função das suas proprieda-
des físico-químicas e toxicológicas, seja pela forma de uso, os quais são 
feitos para serem “jogados” no ambiente e aplicados diretamente em 
alimentos.
9.3 AVALIAÇÃO DE RISCO
A avaliação de risco pode ser entendida como o conjunto de proce-
dimentos e técnicas específi cas que sintetizam informações científi cas e 
julgamentos técnicos, com o objetivo de identifi car, quantifi car e avaliar 
os riscos à saúde humana, meio ambiente e outros bens.
As principais ferramentas de avaliação de risco atualmente dispo-
níveis são as voltadas à análise de grandes acidentes industriais, à ava-
liação de riscosà saúde humana decorrente da exposição a substâncias 
químicas perigosas e à avaliação de risco ecológico (tabela 9.1).
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 161
TABELA 9.1
COMPARAÇÕES DOS TRÊS TIPOS PRINCIPAIS DE AVALIAÇÕES DE RISCO
Segurança Industrial Saúde Humana Ecológica
1. Identifi cação do perigo 1. Identifi cação do perigo 1. Formulação do problema
Tem por objetivo a 
identifi cação de possíveis 
cenários acidentais. 
As técnicas aplicáveis 
focalizam os materiais, 
os equipamentos, os 
procedimentos, a operação 
e os inventários de produtos 
químicos perigosos
Quantidade e as 
concentrações dos 
agentes (químicos, 
físicos e biológicos) 
nos compartimentos 
ambientais em um 
determinado local ou área 
de estudo. Identifi cação dos 
contaminantes de interesse
Identifi cação e a 
caracterização da natureza 
dos problemas ecológicos 
observados ou que poderão 
ocorrer. Elaboração do 
plano de análise de dados e 
caracterização do risco
2. Estimativa das frequências 2. Avaliação da exposição 2. Avaliação da exposição
Calcula a frequência de 
ocorrência dos eventos 
acidentais identifi cados, com 
o auxílio de técnicas como 
Análise de Árvore de Falhas 
– AAF e a consulta a banco 
de dados de falhas
Identifi cação da população 
exposta e avaliação da 
dose recebida por todos 
os grupos ou subgrupos 
sensíveis, a partir do estudo 
do transporte ambiental 
dos contaminantes e/ou 
de análises ambientais e 
bioensaios
Analisar a exposição, real 
ou potencial, por meio 
do exame das fontes e 
das características dos 
estressores e dos receptores 
estudados
3. Análise dos efeitos físicos/ 
consequências
3. Avaliação dose-resposta 3. Avaliação dos efeitos
Por meio de modelos 
matemáticos, os cenários 
acidentais são simulados 
para o cálculo da intensidade 
dos efeitos físicos em função 
da distância. A partir de 
modelos de vulnerabilidade, 
a intensidade dos efeitos 
físicos é associada à 
probabilidade de mortes ou 
danos graves à saúde
Estudo da relação entre 
as doses recebidas pelos 
grupos expostos e a 
ocorrência de efeitos 
adversos à saúde
Avaliar os efeitos dos 
estressores nos receptores 
estudados por meio da 
avaliação da toxicidade 
aquática, terrestre e/ou 
outros ensaios como, por 
exemplo, de CL50
(continua)
162 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
TABELA 9.1
COMPARAÇÕES DOS TRÊS TIPOS PRINCIPAIS DE AVALIAÇÕES DE RISCO
(continuação)
Segurança Industrial Saúde Humana Ecológica
4. Quantifi cação do risco 4. Caracterização do risco 4. Caracterização do risco
O risco é calculado por meio 
do produto da probabilidade 
de ocorrência do evento e 
a probabilidade de que o 
evento resulte em morte. 
Os riscos são calculados em 
termos de risco individual e 
risco social
Integração das etapas 
anteriores para a expressão 
de riscos à saúde em 
termos qualitativos ou 
quantitativos. Análise de 
incertezas
Integra as etapas anteriores 
e fornece a estimativa dos 
riscos ecológicos em termos 
da signifi cância dos efeitos 
observados, relacionamento 
causal e apreciação das 
incertezas
Resultados
Mortes, danos graves à 
saúde humana
Prejuízos econômicos
Risco de câncer na 
população, perigo de efeitos 
não carcinogênicos
Impacto no habitat 
ou ecossistema, como 
abundância da população, 
diversidade de espécies, 
impactos globais
Aplicações típicas
Licenciamento ambiental de 
empreendimentos industriais
Planejamento territorial
Cálculo de seguros 
industriais
Análise de segurança de 
instalações industriais
Avaliação e remediação de 
áreas contaminadas
Controle de poluição do 
solo, água e ar
Gestão de substâncias 
químicas em geral: 
alimentos, agrotóxicos, 
entre outros
Ainda em fase de estudos
Alguns casos de aplicações 
em estudos de impacto 
ambiental, registro de 
agrotóxicos e avaliação de 
áreas contaminadas
Fonte: Adaptado de Kolluru et alii, 1996.
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 163
9.4 AVALIAÇÃO DE RISCOS À SAÚDE HUMANA 
DECORRENTE DA EXPOSIÇÃO ÀS SUBSTÂNCIAS 
QUÍMICAS PERIGOSAS
O objetivo da avaliação de riscos de substâncias químicas perigosas 
é estimar os riscos para a população exposta, associados à exposição a 
pequenas taxas de dose durante longos períodos de tempo.
As etapas de uma avaliação de risco são:
Identifi cação e seleção dos contaminantes de interesse: Nesta 
etapa devem ser identifi cadas todas as substâncias presentes na área. 
É relevante também o levantamento de informações atualizadas, em 
fontes confi áveis de dados toxicológicos e na literatura científi ca es-
pecializada, das informações sobre as propriedades físico-químicas e 
toxicológicas de todas as substâncias, bem como informações a respei-
to do seu comportamento no ambiente. Após análise cuidadosa três 
decisões importantes podem ser tomadas:
a) As substâncias não são perigosas e, portanto, não é necessário 
prosseguir com as etapas seguintes.
b) As substâncias são perigosas e, portanto, é necessário efetuar 
as próximas etapas.
c) As informações levantadas não são sufi cientes para concluir a 
respeito e mais estudos serão necessários.
Estas decisões poderão resultar em dois tipos de erros:
1) As substâncias foram consideradas seguras e não eram.
2) As substâncias foram consideradas perigosas e não eram.
Do ponto de vista de saúde pública o primeiro tipo de erro é mais 
preocupante, mas do ponto de vista econômico e social, o segundo tipo 
também pode ter sérias implicações.
Avaliação da exposição: O objetivo desta etapa é estimar as doses 
recebidas pela população exposta. Isto pode ser feito, diretamente, por 
meio de bioensaisos (análise de amostras de sangue, urina, cabelo ou 
outro) desde que a população efetivamente já tenha sido exposta; ou 
164 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
indiretamente, por meio de modelos matemáticos e da medida da con-
centração das substâncias em determinados meios ambientais, como 
solo, água e alimentos, e considerando-se o comportamento ambien-
tal, as características da ocupação, hábitos populacionais, tempo de 
exposição, entre outros. Ambas as formas envolvem limitações impor-
tantes, pois a medida direta da concentração da substância em fl uidos 
corpóreos não permite a estimativa direta da dose recebida. A medida 
da dose a partir de modelos matemáticos também envolve incertezas 
importantes.
Avaliação dose–resposta: Após a estimativa das doses recebi-
das é necessário conhecer os possíveis efeitos (resposta) que poderão 
estar associados. Isto é usualmente feito por meio da chamada curva 
dose–resposta, a qual é obtida em bancos de dados toxicológicos ou 
na literatura científi ca especializada. A grande difi culdade usualmente 
encontrada nesta etapa é a não existência de informações para a gran-
de maioria das substâncias químicas encontradas no ambiente; o que 
difi culta, e muitas vezes inviabiliza, a quantifi cação dos riscos.
Quantifi cação do risco: Para as substâncias consideradas carcino-
gênicas, para as quais é assumido que a relação dose–resposta é linear, 
ou seja, para toda dose há uma probabilidade de câncer associada, e 
o risco é estimado a partir do produto da dose estimada pelo fator de 
carcinogenicidade (dado pela inclinação da curva dose–reposta, tam-
bém chamado de fator potencial, fator de inclinação). O risco é dado 
por um valor entre 0 e 1, por exemplo, 0,00001; o que signifi ca um caso 
de câncer em cada 10 000 pessoas expostas. Para as substâncias ou para 
os efeitos não carcinogênicos, chamados efeitos sistêmicos, os quais 
são funções da dose, ou seja, quanto maior a dose recebida maior a 
sua gravidade. Neste caso, uma estimativa do risco é feita por meio da 
comparação da dose calculada com os valores de referência.
Se a dose estimada é menor ou igual ao valor de referência, não 
são esperados efeitos signifi cativos à saúde das pessoas durante seu 
tempo de vida. Se a dose é maior, efeitos poderão ocorrer e é recomen-
dável medidas de redução ou de proteção. Vale destacar que os valores 
de referência ao longo do tempo têm sido sempre reduzidos,com a 
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 165
evolução das tecnologias analíticas e do conhecimento sobre os efeitos 
das substâncias químicas à saúde humana.
9.5 ANÁLISE DE INCERTEZAS
Embora ainda pouco mencionada, a análise das incertezas deve 
fazer parte de uma avaliação de risco, e muitas vezes, pode ser tão ou 
mais complexa que a própria avaliação. As incertezas são geradas pela 
combinação de três fatores principais: a variabilidade dos parâmetros, 
os erros de medidas e a falta de conhecimento.
A variabilidade está associada à variação de um parâmetro. Por 
exemplo, a quantidade de água que um indivíduo ingere diariamente 
é relativamente simples de determinar-se, mas essa quantidade varia 
tanto no dia a dia quanto de um indivíduo para outro. Os erros surgem 
de defi nição inadequada da amostra, erros de amostragem, erros de 
medidas e imprecisões.
A falta de conhecimento pode envolver parâmetros quantitativos 
e qualitativos. As fontes destas incertezas incluem o desconhecimento 
do próprio risco, bem como dos processos físicos, como os mecanismos 
de dispersão e transporte ambiental de um produto químico, além do 
desconhecimento de cenários futuros de uso do solo e dos mecanismos 
de dose–resposta, por exemplo.
O estudo da incerteza associada às estimativas de risco possibilita 
que a sua magnitude seja avaliada, garantindo que as incertezas se-
jam tratadas da mesma forma em diferentes avaliações e permitindo, 
ainda, avaliar como a incerteza de cada parâmetro contribui para a 
incerteza do resultado e, portanto, o quanto o avaliador foi consistente 
nas suas considerações durante a avaliação. Mas estas análises não eli-
minam as incertezas.
Deve ser destacado que, ainda que o cálculo da probabilidade de 
ocorrência de um evento seja preciso, exato, será apenas uma probabi-
lidade. Medir com precisão a probabilidade de ocorrência de um even-
to não trará a certeza da ocorrência ou não desse evento, tampouco 
permitirá conhecer-se o momento em que ocorrerá.
166 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
9.6 GERENCIAMENTO DE RISCOS
O gerenciamento de riscos é o conjunto de todas as atividades téc-
nicas e legais, bem como o conjunto de todas as decisões e escolhas 
sociais, políticas e culturais que se relacionam direta ou indiretamente 
com as questões de risco. Nesta etapa, os resultados da avaliação de 
risco deverão ser analisados à luz de outros fatores sociais, econômi-
cos, políticos e culturais, a fi m de possibilitar que as decisões tomadas 
sejam as mais adequadas.
Nesta etapa, a seleção e a implementação de estratégias de contro-
le dos riscos deverão ser baseadas não somente na estimativa do risco, 
mas também na sua viabilidade política, social, econômica e técnica.
As ferramentas principais de auxílio à decisão atualmente muito 
empregadas nesta fase são a análise risco–benefício ou custo x efi cácia e 
a análise comparativa de riscos. Na análise risco versus benefício, os be-
nefícios de determinada atividade são avaliados e confrontados com os 
riscos a fi m de decidir se estes compensam os riscos impostos. A análise 
custo–efi cácia é similar, pois os custos de ações e medidas mitigadoras 
são confrontados com a sua efi cácia em termos de redução de risco.
Vale destacar que toda decisão é um processo de julgamento de 
valores e como tal é sempre infl uenciado por questões sociais, econô-
micas, políticas e culturais, ainda que seja orientado pela melhor infor-
mação técnica disponível.
O monitoramento ambiental também é uma importante ferra-
menta de gerenciamento, uma vez que ele permitirá, por meio da co-
leta sistemática de informações, não apenas a aferição das informa-
ções e resultados da avaliação de risco como também a adoção de 
procedimentos e ações imediatamente após a identifi cação de possí-
veis problemas.
9.7 PERCEPÇÃO DE RISCO
Os estudos da percepção de risco tiveram início ainda em 1960, 
quando alguns profi ssionais decidiram investigar o comportamento 
da população residente em áreas sujeitas a desastres naturais, como 
enchentes. Essa população parecia ter, segundo os especialistas, um 
CAPÍTULO 9 – AVALIAÇÃO DE RISCO... ►◄ 167
comportamento irracional, uma vez que se recusava a desocupar a 
área e ignorava o alerta para os riscos.
A partir de 1970, vários estudos também foram realizados para 
avaliar a percepção do público sobre a probabilidade e como este con-
ceito era utilizado por eles na tomada de decisão. Muitos outros estu-
dos foram realizados na área nuclear para compreender o aumento da 
rejeição popular a este tipo de atividade.
Embora não se tenha uma teoria formulada a respeito, os estudos 
de percepção do risco apontam alguns parâmetros importantes que são 
considerados na decisão sobre risco, tais como: o conhecimento – as pes-
soas tendem a perceber como maiores os riscos de atividades novas e 
desconhecidas; o potencial catastrófi co – as pessoas tendem a enfatizar 
as consequências em detrimento da probabilidade, e em casos em que as 
consequências podem ser severas o risco é percebido como maior, ainda 
que a probabilidade de ocorrência seja muito pequena; a voluntarieda-
de – as pessoas tendem a aceitar riscos maiores se entendem que são 
escolhas voluntárias e rejeitam riscos menores se estes lhe são impostos.
Estes estudos auxiliam na ajuda da análise de risco e tomada de 
decisões por:
1) Fornecer uma base para a compreensão e antecipação das res-
postas da população ao perigo.
2) Melhorar a comunicação da informação do risco entre a popu-
lação leiga, especialistas técnicos e responsáveis pelas decisões 
a serem tomadas.
As conclusões destes estudos enfatizam a necessidade de que os 
responsáveis pela promoção e regulamentação dos aspectos relacio-
nados à saúde e à segurança compreendam o que as pessoas pensam 
sobre situações de risco. Sem tal compreensão, as políticas de proteção 
e prevenção podem tornar-se inefi cazes junto à população.
9.8 COMUNICAÇÃO DE RISCO
O aumento da discussão, por parte da sociedade, sobre os pro-
blemas ambientais deu origem também a muitas divergências envol-
vendo vários atores sociais, como indústria, órgãos ambientais e po-
168 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
pulação. Estes debates, em geral, têm colocado, de um lado, técnicos 
e cientistas que alegam que a população em geral tende a exagerar os 
riscos por desconhecer o assunto e, de outro, os leigos e representantes 
de organizações populares que acusam os cientistas de minimizarem 
os riscos para favorecer os interesses empresariais.
A comunicação de risco surgiu inicialmente como uma ferramen-
ta para tentar minimizar estes confl itos e tinha por objetivo levar in-
formações do público especializado para a população em geral. Atual-
mente, ela teve sua função ampliada e deve ser entendida como uma 
ferramenta de troca de informações entre as partes interessadas, a fi m 
de garantir o direito a uma participação informada de todo cidadão 
nas decisões que afetam sua vida ou sua saúde.
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de Riesgos Causados por Agentes Químicos Ambientales. México: 
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C A P Í T U L O 1 0
Controle de Qualidade
dos Resultados em 
Toxicologia Ambiental
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
Regina Sawaia Sáfadi
CAPÍTULO 10 – CONTROLE DE QUALIDADE... ►◄ 173
Os ensaios de toxicidade devem ser preferencialmente realizados 
com base em normas técnicas reconhecidas nacional ou internacional-
mente. No Brasil são utilizadas normas nacionais da ABNT (Associa-
ção Brasileira de Normas Técnicas) e internacionais – como as da ISO 
(International Organization for Standardization), OECD (Organization for 
Economic Cooperation and Development) e USEPA (United States Environ-
mental Protection Agency).
A utilização de metodologias normalizadas para avaliação de to-
xicidade de substâncias químicas, efl uentes industriais, solos contami-
nados ou remediados e compostos diversos é uma tendência mundial 
e está sendo intensivamente recomendada, porque permite a compa-
ração de resultados obtidos em diversas circunstâncias e por diferentes 
laboratórios, com controle e garantia da qualidade dos dados gerados. 
Eventualmente, o laboratório pode ter que adotar uma metodologia 
não normalizada ou desenvolver uma metodologia própria, porém 
nestes casos deve providenciar a devida validação do método.
10.1 METODOLOGIAS E NORMAS TÉCNICAS 
NACIONAIS
A primeira publicação de normas padronizadas em escala nacio-
nal no Brasil data de 1988, quando o Manual de Testes para Avaliação 
da Ecotoxicidade de Agentes Químicos foi publicado pela hoje extinta 
Secretaria Especial do Meio Ambiente (SEMA). Este manual contém 
várias metodologias para avaliação da toxicidade e da ecotoxicidade 
de substâncias químicas, além de outras metodologias, porém, como a 
maioria está desatualizada, deixou de ser utilizado.
No início da década de 1990, uma comissão de especialistas na área 
da ecotoxicologia elaborou as primeiras normas para ensaios ecotoxico-
lógicos com organismos aquáticos no Brasil, publicadas pela ABNT. Es-
sas normas foram baseadas nos procedimentos redigidos pela CETESB 
(Companhia Ambiental do Estado de São Paulo) e originaram normas 
ABNT para os seguintes organismos: Daphnia spp. (1995); Ceriodaphnia 
spp. (1995); Peixes (1993); e Algas (1992). Devido à necessidade de re-
visão das normas existentes e da elaboração de normas com outros 
174 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
organismos-teste, a ABNT instituiu uma Comissão de Estudo Especial 
de Análises Ecotoxicológicas, que tem se reunido periodicamente des-
de 2002. Recentemente, foram realizadas traduções de normas da ISO 
de qualidade de solo e de água com o uso de diversas espécies utiliza-
das também no Brasil. 
As normas ABNT são reconhecidas como as normas ofi ciais bra-
sileiras e as metodologias atualmente em vigor são aplicadas em sua 
maior parte para avaliação de ecotoxicidade aguda ou crônica com 
diversos organismos aquáticos (marinhos ou de águas continentais) e 
terrestres, tais como:
• Crustáceos – Daphnia similis e D. magna; Ceriodaphnia dubia e 
C. silvestre; Mysidopsis juniae e Mysidium gracile; Hyalella spp.; 
Anfípodos marinhos e estuarinos.
• Peixes – Danio rerio e Pimephales promelas.
• Algas – Chlorella vulgaris, Scenedesmus subspicatus e 
Pseudokirchneriella subcaptata.
• Ouriços-do-mar – Lytechinus variegatus e Echinometra lucunter.
• Bactérias – Vibrio fi scheri.
• Minhocas – Eisenia fetida e E. andrei.
• Vegetais superiores (espécies citadas na NBR ISO 11269-2:2009).
Outra metodologia importante da ABNT que merece destaque é a 
norma de preparo de amostras para realização de ensaios ecotoxicoló-
gicos (ABNT NBR 15469:2007).
É importante lembrar que uma análise de qualidade começa com 
a coleta adequada da amostra. Para isso, deve-se destacar que a ABNT 
também possui métodos de coleta e preservação de amostras líquidas 
e sólidas.
10.2 CONTROLE DE QUALIDADE
O desenvolvimento de um ensaio ecotoxicológico com base em me-
todologias reconhecidas é o primeiro passo para a produção de resulta-
dos que possam expressar confi abilidade e garantir a qualidade do en-
saio. Entretanto, vários outros fatores são de extrema importância para 
garantir a qualidade dos resultados dos ensaios como, por exemplo, ca-
CAPÍTULO 10 – CONTROLE DE QUALIDADE... ►◄ 175
pacitação dos técnicos, instalações e infraestruturas adequadas, uso de 
equipamentos e vidrarias calibrados, utilização de reagentes e materiais 
de boa qualidade e de organismos-teste em condições apropriadas.
A capacitação do pessoal técnico e o treinamento constante são im-
portantes para manter os procedimentos que garantirão a qualidade 
dos resultados. Também merece destaque a importância da organização 
dos dados e a comunicação entre os técnicos que estejam executando 
procedimentos da mesma amostra para evitar erros de continuidade.
Na parte de infraestrutura do laboratório é fundamental, por 
exemplo, que a climatização dos ambientes, tanto para manutenção 
e cultivo dos organismos como para realização dos ensaios, seja bem 
controlada, e que as informações sejam devidamente registradas e ras-
treáveis ao longo do tempo. Tanto a limpeza do ambiente como a la-
vagem correta dos materiais e vidrarias merecem atenção para evitar 
contaminação cruzada.
Além disso, o uso de reagentes e materiais de boa qualidade per-
mite um melhor controle sobre as fontes de variabilidade, inerentes 
às atividades de pesquisa com seres vivos e evitam o desperdício de 
material pela necessidade de descarte de produtos inadequados que 
possam comprometer o resultado do ensaio.
Equipamentos e vidrarias calibrados permitem, igualmente, reduzir 
as interferências indesejáveis na condução de ensaios ecotoxicológicos.
É importante lembrar que a aquisição de organismos-teste deve 
ser feita com fornecedores de qualidade, que garantam sua manuten-
ção adequada antes que os organismos sejam utilizados nos ensaios.
Alguns dos mecanismos adotados pelos laboratórios para garan-
tia da qualidade dos ensaios que realizam são:
10.3 PRECISÃO INTRALABORATORIAL E
CARTA-CONTROLE
O laboratório deve determinar a variabilidade de cada tipo de 
ensaio que executa (expressa pelo coefi ciente de variação), realizando 
uma série de ensaios com diferentes lotes de organismos e uma mesma 
substância de referência, sob as mesmas condições de ensaio e mesmo 
método de análise dos resultados.
176 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
O conjunto de dados gerados permite estabelecer a carta-controle, 
defi nida por uma faixa de respostas aceitáveis para cada organismo/
condições de ensaio. Cada novo resultado produzido com a substância 
de referência é criticamente avaliado em relação ao histórico estabele-
cido no laboratório.
Com isso, é possível identifi car a ocorrência de tendências, como 
aumento ou redução progressiva da sensibilidade dos organismos, 
permitindo ao laboratório estabelecer ações corretivas antes que a va-
riabilidade alcance um nível inaceitável.
As cartas-controle são específi cas para cada laboratório e refl etem 
as condições únicas das instalações, incluindo a qualidade da água ou 
dodrásticas – até então desconhecidas para o homem daquela 
época – para a saúde humana e para o ambiente.
A partir da Segunda Guerra Mundial os estudos no campo da 
toxicologia ganharam maior impulso, principalmente por causa do 
incremento no uso de uma grande variedade de substâncias e com-
postos químicos. Um dos grandes marcos da toxicologia ambiental foi 
a publicação do best seller Silent Spring (Primavera Silenciosa), escrito 
pela americana Rachel Carson em 1962. Pela primeira vez eram relata-
dos eventos documentando efeitos de substâncias químicas lançadas 
no ambiente (agrotóxicos) sobre organismos vivos, principalmente 
pássaros. Os fatos descritos no livro causaram diversas manifestações 
sociais e políticas e um incremento na importância do impacto nega-
tivo causado pelas substâncias químicas aos componentes dos ecos-
sistemas. A partir dessa nova visão várias ações na área ambiental 
tiveram destaque, como a criação da Agência de Proteção Ambiental 
dos Estados Unidos (USEPA) em 1970 e posteriormente o cancelamen-
to do registro do DDT nos Estados Unidos em 1973.
Episódios envolvendo danos à saúde humana e contaminações 
ambientais causadas por substâncias químicas entraram no rol das 
grandes catástrofes da era moderna. O despejo de mercúrio na Baía de 
Minamata (Japão) durante as décadas de 1930 a 1960; a identifi cação 
da contaminação da neve antártica por DDT; os acidentes de Seveso 
(Itália) com dioxina em 1976 e Bhopal (Índia) com isocianato de metila 
em 1984 são apenas alguns exemplos de casos onde os estudos toxico-
lógicos atuaram e atuam até hoje avaliando, principalmente, os efeitos 
em longo prazo (efeitos crônicos).
No decorrer de seu processo de desenvolvimento, a toxicologia foi 
ganhando força e reconhecida importância. Por se tratar de uma ciência 
multidisciplinar, onde conceitos de outras áreas, como biologia, medi-
cina, química e farmácia, tornam-se complementares, a toxicologia nos 
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 5
dias de hoje apresenta uma nova visão de ciência: a ciência integrada, 
com o objetivo maior do trabalho em conjunto, visando acima de tudo 
à proteção e a melhoria da qualidade de vida do homem.
1.1 CONCEITOS E ELEMENTOS BÁSICOS
Antigamente limitada à ciência do estudo dos venenos, nos dias 
atuais a toxicologia é voltada para o estudo dos efeitos adversos das 
substâncias químicas sobre os organismos vivos, incluindo efeitos em 
níveis moleculares, celulares e bioquímicos, visando ao estabeleci-
mento da magnitude do dano e do uso seguro destas substâncias. Os 
agentes químicos tiveram ênfase neste conceito por terem seu número 
aumentado signifi cativamente durante o século XX; contudo, os efeitos 
de agentes físicos – principalmente radiações ionizantes – também são 
estudados em toxicologia.
A melhor maneira de compreender a importância da toxicologia é 
comparar a ação dos agentes químicos com a ação dos medicamentos, 
que também são substâncias químicas, porém vistas de outra forma 
por grande parte da sociedade. Os medicamentos só são seguros se 
administrados em doses corretas, caso contrário tornam-se substâncias 
tóxicas. Assim sendo, as substâncias são consideradas tóxicas a partir 
do momento que provocam alterações na homeostase (equilíbrio) nor-
mal do organismo, produzindo uma resposta danosa.
De acordo com o conceito de toxicologia, três elementos básicos 
(fi gura 1.1) devem estar interagindo:
• Uma substância (agente) capaz de produzir um efeito.
• Um sistema biológico com o qual a substância possa interagir 
para produzir o efeito.
• A necessidade de que o efeito (resposta) possa ser considerado 
nocivo ao sistema com o qual interage.
6 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
FIGURA 1.1 Inter-relação entre os três elementos básicos nos estudos em toxicologia.
Fonte: Adaptado de Larini & Cecchini (1987).
1.1.1 A Substância
Para a toxicologia, as substâncias podem ser classifi cadas de vá-
rias formas como, por exemplo:
• Pela sua utilização (pesticidas).
• Pela sua origem (toxinas animais).
• Pelos seus efeitos (mutagênicas).
• Pelo órgão atingido (hepatotóxicas), etc.
Deste modo, a toxicidade é uma propriedade intrínseca que cada 
substância tem de produzir efeitos danosos a um determinado orga-
nismo quando este é exposto, durante um certo período de tempo, a 
determinadas doses ou concentrações. A toxicidade das substâncias é 
determinada com o auxílio de ensaios de laboratório onde são observa-
dos os efeitos adversos, incluindo, muitas vezes, a letalidade.
Os estudos de toxicidade são desenvolvidos em condições espe-
cífi cas, de acordo com normas técnicas, e utilizam animais de experi-
mentação ou organismos-teste padronizados. Várias são as espécies 
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 7
utilizadas dependendo do foco da avaliação. Em geral, quando o ob-
jetivo do estudo é a proteção da saúde humana são utilizados animais 
superiores, principalmente mamíferos, tais como camundongos, ratos, 
coelhos, cães, macacos. Os resultados desses estudos também subsi-
diam avaliações ecotoxicológicas com o objetivo de predizer os efeitos 
sobre mamíferos silvestres, além de diversos outros ensaios com verte-
brados ou invertebrados realizados exclusivamente para o estudo da 
ecotoxicologia, que tem como objetivo maior a proteção dos ecossiste-
mas e de seus componentes. Nesses casos, os organismos utilizados são 
representantes de um ecossistema, como animais vertebrados e inverte-
brados aquáticos (p. ex. peixes, microcrustáceos, etc.) e vegetais (p. ex. 
algas) de ambientes marinhos ou dulcícolas; invertebrados terrestres 
(p. ex. minhocas, colêmbolos, nematoides, etc.) e plantas terrestres.
Os fatores importantes que infl uenciam na toxicidade são: a rota 
de administração da substância, a duração e a frequência de exposição 
e a existência de processos físicos, químicos e biológicos no ambiente.
As principais rotas pelas quais as substâncias presentes no am-
biente têm acesso ao corpo humano são: o trato gastrointestinal, os 
pulmões e a pele. Todavia, os efeitos mais rápidos ocorrem principal-
mente por via intravenosa, seguindo-se em ordem decrescente pela via 
pulmonar, intraperitoneal, subcutânea, intramuscular, intradérmica, 
oral e dérmica. A via de administração pode, deste modo, infl uenciar 
na toxicidade das substâncias. Por isso, a comparação da dose letal de 
uma substância por diferentes vias de exposição muitas vezes fornece 
informações úteis com referência a sua absorção.
Quanto à duração da exposição, uma exposição aguda é aquela 
produzida pela administração de quantidades elevadas de uma subs-
tância, por um período de 24 horas ou menos, observando-se um efeito 
tóxico imediato. Uma exposição crônica, por sua vez, é aquela ocasio-
nada pela administração de pequenas quantidades de uma substância, 
por longos períodos, podendo-se observar efeitos durante ou mesmo 
após o término da exposição, ou efeitos que podem se manifestar so-
mente nas gerações seguintes.
Um fator importante para caracterizar a exposição é a frequência 
com que uma substância é administrada. O fracionamento da dose 
reduz a intensidade do efeito produzido. Assim sendo, a quantidade 
8 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
da substância que produz um efeito tóxico, se administrada fracio-
nadamente em várias doses pode reduzir o efeito ou, então, nem 
produzi-lo. Isto ocorre devido, entre outras coisas, a processos de 
eliminação e de biotransformação. Uma única dose de uma substân-
cia que produz efeitos severos pode não produzir nenhum efeito se 
esta dose for administrada em diferentes intervalos. Efeitos tóxicos 
crônicos, entretanto, podem ocorrer caso a substância se acumule no 
organismo (absorção superando a biotransformação e/ou excreção), 
produza efeitos tóxicos irreversíveis ou não haja tempo sufi ciente 
para o sistema recuperar-se do efeito danoso, dentro do intervalo de 
frequência da exposição.
1.1.2 O Organismo Afetado
A interação entresubstrato utilizados nos ensaios, as condições de manutenção/cul-
tivo dos organismos e outras variáveis.
A avaliação da precisão intralaboratorial e da carta-controle per-
mitem analisar a repetitividade dos dados gerados pelo laboratório em 
um dado período de tempo.
10.4 ENSAIOS DE PROFICIÊNCIA (PROGRAMAS 
INTERLABORATORIAIS)
A participação do laboratório nesses ensaios permite a avaliação 
geral dos procedimentos internos em comparação com outros labora-
tórios. Normalmente, a organização responsável pelo estudo utiliza 
amostras certifi cadas e os resultados obtidos pelos vários laboratórios 
participantes são comparados estatisticamente. A performance de cada 
laboratório é avaliada com base na média e no desvio-padrão do con-
junto de dados gerados em cada ensaio.
10.5 SISTEMA DE QUALIDADE E ACREDITAÇÃO
DE LABORATÓRIOS
A implementação e a manutenção de um sistema de gestão da 
qualidade no laboratório para realização de ensaios, inclusive ecotoxi-
cológicos, são os principais mecanismos para o controle da qualidade 
das análises.
CAPÍTULO 10 – CONTROLE DE QUALIDADE... ►◄ 177
A norma que estabelece os procedimentos e critérios para la-
boratórios de ensaio e calibração é a ABNT ISO/IEC 17025 – requi-
sitos gerais para a competência de laboratório de ensaio e calibra-
ção, que abrange a gestão de todas as atividades do laboratório. A 
acreditação de laboratórios no Brasil é de competência exclusiva 
do INMETRO (Instituto Nacional de Metrologia, Qualidade e Tec-
nologia).
Alguns laboratórios optam primeiramente pelos certifi cados da 
série ISO 9000, que tratam dos requisitos para boas práticas de manejo 
que pretendem assegurar que a organização possa oferecer produtos 
ou serviços que atendam às exigências de qualidade dos clientes.
O atendimento aos requisitos gerais da norma ABNT ISO/IEC 17025 
demonstra que o laboratório tem implementado um sistema de qua-
lidade, é tecnicamente competente e é capaz de produzir resultados 
dentro dos padrões exigidos e reconhecidos internacionalmente.
Dependendo de exigências de órgãos regulamentadores nacionais 
e internacionais, o laboratório pode também obter o reconhecimento de 
conformidade aos princípios das Boas Práticas de Laboratório (BPL), 
igualmente sob a responsabilidade do INMETRO segundo a Norma 
no NIT/DICLA-035. Por defi nição, Boas Práticas de Laboratório é um 
sistema de qualidade que abrange o processo organizacional e as con-
dições nas quais estudos não clínicos de saúde e de segurança ao meio 
ambiente são planejados, desenvolvidos, monitorados, registrados, ar-
quivados e relatados.
Conforme estabelecido pelo INMETRO, os princípios das BPL são 
aplicados às instalações de teste que realizam estudos exigidos por órgãos 
regulamentadores para o registro de produtos agrotóxicos, farmacêuti-
cos, aditivos de alimentos e rações, cosméticos, veterinários, produtos 
químicos industriais, Organismos Geneticamente Modifi cados – OGM, 
visando avaliar o risco ambiental e à saúde humana dos mesmos.
Alguns órgãos regulamentadores defi niram critérios próprios 
para aceitação dos resultados gerados pelos laboratórios. Por exemplo, 
o IBAMA (Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Na-
turais Renováveis) exige que os estudos físico-químicos, toxicológicos 
e ecotoxicológicos realizados para avaliação ambiental de produtos 
químicos, bioquímicos e biotecnológicos sejam conduzidos por labo-
178 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
ratórios com reconhecimento de conformidade aos princípios das BPL 
pelo INMETRO.
Por sua vez, a ANVISA (Agência Nacional de Vigilância Sanitária) 
possui um sistema de habilitação de laboratórios para realização de 
análises na área da saúde humana, cujo objetivo é garantir a boa qua-
lidade dos serviços prestados. Os laboratórios habilitados compõem a 
Rede Brasileira de Laboratórios Analíticos em Saúde (REBLAS) e de-
vem atender à norma ABNT ISO/IEC 17025, embora o órgão também 
aceite o reconhecimento em BPL.
Essas certifi cações têm sido cada vez mais exigidas por órgãos 
ambientais e empresas de médio e grande portes, preocupados em em-
basar suas ações e decisões em resultados confi áveis.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
ABNT (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS). Normas 
Técnicas. Disponível em: . Acesso em: 20 ago. 2010.
ABNT (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS). Requisitos 
gerais para a competência de laboratórios de ensaio e calibração. ABNT 
NBR ISO/IEC 17025. ABNT: Rio de Janeiro, 2005.
ANVISA (AGÊNCIA NACIONAL DE VIGILÂNCIA SANITÁRIA). Rede 
Brasileira de Laboratórios em Saúde – REBLAS. Disponível em . Acesso em: 20 ago. 2010.
BRASIL. MINISTÉRIO DO INTERIOR. SEMA (SECRETARIA ESPECIAL DO 
MEIO AMBIENTE). Manual de Testes para Avaliação da Ecotoxicidade 
de Agentes Químicos. Brasília: IBAMA, 351 p., 1988.
INMETRO (INSTITUTO NACIONAL DE METROLOGIA, QUALIDADE E 
TECNOLOGIA). Princípios das Boas Práticas de Laboratório – BPL. Norma 
no NIT-DICLA-035. Jul/09. Disponível em: . Acesso 
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ISO (INTERNATIONAL ORGANIZATION FOR STANDARDIZATION). 
ISO Standards. Disponível em: . Acesso em: 20 ago. 2010.
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Disponível em: . Acesso em: 20 ago. 2010.
USEPA (UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY). 
Test Methods and Guidelines. Disponível em:. 
Acesso em: 20 ago. 2010.
C A P Í T U L O 1 1
Estatística Aplicada em 
Ensaios Toxicológicos
e Ecotoxicológicos
Eduardo Bertoletti
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 181
Os ensaios toxicológicos são usados, há muito tempo, para a toma-
da de decisão em aspectos relacionados à proteção da saúde humana. 
Do mesmo modo, os ensaios ecotoxicológicos são utilizados com o fi m 
de proteção de outros animais (ou vegetais) em ecossistemas naturais. 
Nesse sentido, a caracterização dos efeitos tóxicos de um agente quími-
co deve, preferencialmente, ser expressa por meios objetivos e inequí-
vocos, que independam da subjetividade do julgamento humano.
Nesse contexto, as análises aqui genericamente denominadas to-
xicológicas necessitam de tais meios visto que os dados experimentais 
primários, de modo geral, constituem-se em gradações de um determi-
nado efeito tóxico provocadas por correspondentes gradações de doses 
ou concentrações de um agente químico. Considerando-se os aspectos 
mencionados, a análise estatística torna-se um meio fundamental para 
expressar os resultados dos ensaios toxicológicos, embora muitos pro-
fi ssionais tenham difi culdades em utilizá-la rotineiramente.
Portanto, os textos a seguir não visam esmiuçar os procedimen-
tos estatísticos normalmente usados nos ensaios toxicológicos, mas 
sim apresentar os princípios básicos que suportam tais procedimentos. 
Desse modo, o usuário dos ensaios toxicológicos, e também dos ecoto-
xicológicos, pode ter uma ideia da forma como se processa o cálculo do 
resultado analítico de interesse.
11.1 MÉTODOS ESTATÍSTICOS UTILIZADOS
EM ENSAIOS DE TOXICIDADE AGUDA
Usualmente os dados provenientes de ensaios de toxicidade 
aguda são originários de características quantais (dicotômicas, bino-
miais, binárias), por exemplo, número de indivíduos vivos e mortos 
ou, ainda, número de organismos móveis e imóveis. Tais dados apre-
sentam, inicialmente, as propriedades demonstradas na fi gura 11.1A, 
onde é possível observar que para cada concentração do agente tó-
xico corresponde um percentual de efeito (letalidade, imobilidade, 
entre outros). No entanto, os pontos plotados apresentam-se pouco 
alinhados, de forma que não permitem traçar uma reta integradora 
entre os mesmos.
182 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Para o alinhamento dos pontos, pesquisadores verifi caram que a 
transformação logarítmica das concentrações de exposição pode pro-
piciar um melhor ajuste (fi gura 11.1B). Além dessa, outra transforma-ção, como a percentagem de efeito observado em escala probabilística, 
pode ajustar melhor os pontos de forma a dispô-los em um mesmo 
eixo (fi gura 11.1C).
Após o ajuste dos dados, conforme demonstrado na fi gura 11.1C, 
é possível calcular o resultado analítico, como a CL50 (concentração 
letal mediana), usualmente utilizada em ensaios de toxicidade aguda. 
Para tanto, deve-se traçar uma linha-base (também chamada reta con-
centração/dose–resposta) entre os pontos obtidos, de preferência en-
tre aqueles que se situam entre 16% e 84% do efeito observado (fi gura 
11.1C). Em seguida, traça-se uma linha horizontal a partir do eixo das 
ordenadas, no ponto 50% de efeito observado, até a interseção com a 
linha-base. A partir desse ponto, na linha-base, é traçada uma linha 
vertical até o eixo das abscissas (concentrações do agente químico). As-
sim, o ponto de interseção no eixo das abscissas corresponderá a CL50 
para uma determinada substância, sendo que no exemplo apresentado 
na fi gura 11.1C a CL50 corresponde a 80 mg/L.
Os resultados do cálculo, inclusive as transformações menciona-
das, são muito semelhantes em quaisquer dos métodos estatísticos dis-
poníveis para o cálculo da CL50, desde o mais simples (interpolação 
gráfi ca em papel prob-log) como para os de complexidade intermediá-
ria (correlação linear, Litchfi eld-Wilcoxon) e até para os métodos mais 
sofi sticados (Probitos, Trimmed Spearman-Karber, dentre outros).
Obviamente o uso de métodos estatísticos mais sofi sticados é pre-
ferível, visto que permitem identifi car dados incongruentes e, também, 
possibilitam cálculos mais precisos. Um desses cálculos é o intervalo 
de confi ança, o qual indica a faixa de valores onde a CL50 pode ser 
encontrada com uma probabilidade de 95%, sendo que este intervalo 
é menos extenso quanto menor a variação das condições do ensaio. A 
indicação do método mais apropriado ao conjunto de dados de um 
ensaio será apresentada mais adiante.
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 183
FIGURA 11.1 (A, B, C) Relação concentração/dose–resposta de um agente químico.
184 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
Um aspecto que merece destaque é o motivo para o cálculo da 
CL50, isto é, a concentração que causa um efeito tóxico a 50% dos orga-
nismos testados. Em outras palavras, por que não calcular a CL10 ou 
a CL90? A resposta está na maior repetibilidade dos resultados analí-
ticos expressos no nível de 50% do efeito observado, sendo que tal ca-
racterística está relacionada à resposta mais uniforme dos organismos 
de uma população nesse percentual. Assim, são esperados resultados 
mais variáveis quando são utilizados 10% dos organismos de uma po-
pulação (que representam os mais sensíveis) ou mesmo 90% (que re-
presentam os mais resistentes).
Em algumas situações dois agentes químicos distintos podem 
apresentar a mesma CL50; no entanto, isso não signifi ca que o modo de 
ação dos agentes seja o mesmo. Para exemplifi car, a fi gura 11.2 apre-
senta duas retas concentração/dose–resposta, as quais possuem incli-
nações diferenciadas, apesar das CL50 serem idênticas (29%). Assim, 
a reta correspondente ao agente químico A (com menor inclinação) 
refl ete um mecanismo de ação cujos efeitos tóxicos se manifestam al-
gum tempo após a exposição, ou uma absorção lenta ou, ainda, uma 
rápida excreção ou detoxifi cação. Para o agente A observa-se também 
que são necessárias concentrações maiores para produzir um efeito tó-
xico diferenciado. Já a reta do agente químico B (com maior inclinação) 
demonstra ser uma substância de absorção rápida, com manifestação 
imediata dos efeitos tóxicos, sendo que pequenos incrementos nas con-
centrações produzem efeitos tóxicos expressivos.
Em muitos dos estudos toxicológicos, direcionados à saúde hu-
mana, as comparações sobre a intensidade dos efeitos de duas subs-
tâncias (expressas pela DL50 ou CL50) exigem que as retas sejam pa-
ralelas. Nesses estudos é necessário que tal condição seja observada, 
pois as comparações podem se estender a respostas terapêuticas que 
requerem níveis de efeito (benéfi cos ou tóxicos), sobre 1% e 99% dos 
organismos expostos, com a fi nalidade de estabelecer margens de se-
gurança de diferentes agentes químicos.
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 185
FIGURA 11.2 Concentração/dose–resposta para dois agentes químicos distintos.
Assim, é possível verifi car que as retas apresentadas na fi gura 11.2 
não são comparáveis, uma vez que não possuem um paralelismo entre 
elas. No entanto, na fi gura 11.3 são demonstradas duas retas paralelas 
que permitem a comparação da potência dos agentes químicos A e B, 
além de permitir a comparação com outras respostas terapêuticas que 
possuam inclinação de retas similares.
Torna-se importante mencionar que nos estudos ecotoxicológicos, 
voltados para os aspectos ambientais, o paralelismo entre as retas não 
é uma condição exigida, visto que, usualmente, as comparações dizem 
respeito somente à intensidade do efeito tóxico (ou potência) de dife-
rentes substâncias, sobre uma porcentagem preestabelecida da popu-
lação, a uma ou várias espécies de animais ou vegetais.
186 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
FIGURA 11.3 Dose–resposta (paralelas) de dois agentes químicos distintos.
Nos ensaios ecotoxicológicos, a comparação e a signifi cância dos 
resultados obtidos, em diferentes experimentos, podem ser obtidas 
mediante a aplicação da seguinte fórmula:
onde:
LS(1) = Limite superior do intervalo de confi ança referente ao 
ensaio 1
LS(2) = Limite superior do intervalo de confi ança referente ao 
ensaio 2
CL50(1) = Concentração letal mediana referente ao ensaio 1
CL50(2) = Concentração letal mediana referente ao ensaio 2
Então, calcula-se:
H = 10G
Z = CL50 superior ÷ CL50 inferior
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 187
Utilizando-se as fórmulas acima, o valor de Z representa a 
intensidade do efeito tóxico de um ensaio (potência) sobre o outro. 
Ainda, caso o valor de Z seja maior do que o valor de H, constata-se 
que existe diferença signifi cativa entre os valores da CL50.
Existem diversos métodos estatísticos (paramétricos e não 
paramétricos) para estimar a CL50 e o intervalo de confi ança associado. 
Os métodos paramétricos são aqueles que seguem uma relação 
concentração–resposta que pode ser descrita por alguma função, ou 
modelo matemático, tal como a da logística ou das probabilidades. 
Entre os métodos paramétricos destacam-se o de Probitos e o de 
Litchfi eld-Wilcoxon.
Os métodos estatísticos não paramétricos são aqueles que não 
adotam modelos matemáticos para a relação concentração–resposta, 
assumindo a distribuição monotônica das porcentagens de efeito 
observado. Entre os métodos não paramétricos mais utilizados pode-se 
citar o da interpolação gráfi ca e o Trimmed Spearman-Karber. A opção 
pelo uso de um dos tipos de método estatístico depende da distribuição 
da tolerância estatística dos dados experimentais.
Em termos práticos, a fi gura 11.4 apresenta algumas condicionan-
tes que indicam o método estatístico apropriado ao conjunto de dados 
de um ensaio ecotoxicológico.
11.2 MÉTODOS ESTATÍSTICOS UTILIZADOS EM 
ENSAIOS DE TOXICIDADE CRÔNICA
Nos ensaios de toxicidade crônica o objetivo é defi nir, entre as 
concentrações utilizadas, aquela em que não são detectados efeitos de 
importância biológica sobre a variável contínua de interesse (repro-
dução, crescimento, entre outras). A análise estatística de resultados 
dos ensaios de toxicidade crônica pode ser efetuada por meio de testes 
de hipóteses ou de métodos de estimativa pontual (estes últimos in-
cluem também os procedimentos recomendados para análise de dados 
de ensaios de toxicidade aguda, quando a variável de interesse for a 
sobrevivência).
188 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
FIGURA 11.4 Fluxograma para a determinação da CL50 de ensaio ecotoxicológico 
agudo.
Os testes de hipóteses são os métodos estatísticos mais utilizados 
devido à simplicidadedos cálculos (utilizam ferramentas estatísti-
cas simples, disponíveis em programas computadorizados), além de 
serem apropriados a qualquer variável biológica. Esses métodos se 
baseiam na aplicação de sucessivos testes estatísticos para defi nir as 
concentrações-teste em que as respostas dos organismos são signifi ca-
tivamente diferentes daquelas observadas dos organismos do controle 
experimental. Como resultado, comparando a variabilidade da respos-
ta dentro de cada concentração-teste com as diferenças entre todas as 
demais, obtém-se a CENO (maior concentração em que não são obtidos 
efeitos estatisticamente signifi cativos em relação ao controle), a CEO 
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 189
(menor concentração em que são observados efeitos), ou a evidência 
de que há um efeito adverso signifi cativo. Tanto a CENO como a CEO 
são as expressões numéricas do ensaio de toxicidade crônica, do mes-
mo modo que a CL50 é a expressão do ensaio de toxicidade aguda. Na 
fi gura 11.5 é demonstrada a relação concentração/dose–resposta para 
um ensaio ecotoxicológico crônico, além da expressão dos resultados.
Tradicionalmente, esse teste estatístico avalia a hipótese nula clás-
sica (H0), de igualdade entre as médias obtidas no controle experimen-
tal (μc) e nos tratamentos (μt), qual seja: H0: μt ≥ μc.
Já a hipótese alternativa (existência de diferença estatística entre 
os tratamentos e o controle experimental) traduz-se por: Ha: μt μC p
A seleção do nível de efeito relevante (p) constitui o ponto crucial 
desta abordagem, sendo que alguns pesquisadores sugerem o uso da 
Diferença Mínima Signifi cativa (DMS). Os valores da DMS gerados, 
após uma série de testes de hipóteses com um determinado método de 
ensaio, podem ser utilizados para defi nir o nível crítico que deve ser 
atingido pelo mesmo. Este nível crítico, por sua vez, pode ser utilizado 
para calcular a proporção de efeito que deve ser obtida em uma amos-
tra para que essa proporção seja considerada biologicamente igual ao 
controle, constituindo-se assim na constante de proporcionalidade ne-
cessária à aplicação do teste “t por bioequivalência”.
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 193
Pesquisadores da CETESB (Companhia Ambiental do Estado de 
São Paulo) estabeleceram as constantes de proporcionalidade (b) para 
os diferentes métodos de ensaio ecotoxicológicos com organismos 
aquáticos, subtraindo de 100 o valor correspondente ao 75º percentil 
da Diferença Mínima Signifi cativa. Os valores obtidos (tabela 11.1) 
mostraram-se apropriados e coerentes com os de outros estudos 
similares.
TABELA 11.1
VALORES DO 75º PERCENTIL DA DIFERENÇA MÍNIMA SIGNIFICATIVA
E AS CONSTANTES DE PROPORCIONALIDADE OBTIDAS PARA
OS DIFERENTES MÉTODOS DE ENSAIO
Organismo-Teste
Número de 
Ensaios
75º Percentil
da DMS
(p, em %)
Valor da Constante de 
Proporcionalidade
(b, em %)
Daphnia similis (sobrevivência) 101 27 73
Mysidopsis juniae (sobrevivência) 118 21 79
Hyalella meinerti (sobrevivência) 87 15 85
Hyalella azteca (sobrevivência) 36 11 89
Danio rerio (sobrevivência larval) 43 16 84
Danio rerio (sobrevivência) 
embriolarval)
41 17 83
Ceriodaphnia dubia (reprodução) 42 28 72
Lytechinus variegatus 
(desenvolvimento embriolarval)
75 14 86
A aplicação do teste “t por bioequivalência” na análise de resultados 
de ensaios ecotoxicológicos crônicos com Ceriodaphnia dubia, por exem-
plo, tem permitido reduzir a incidência de falsos-positivos detectados no 
teste “t” em amostras de águas superfi ciais. Portanto, tem sido verifi cado 
que em tais amostras a reprodução dos organismos, embora menor do 
que no controle experimental, não é biologicamente signifi cativa.
194 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
11.2.2 Comparação de Múltiplas Concentrações com 
o Grupo-Controle
Caso a ANOVA indique diferença signifi cativa entre as médias 
das várias concentrações-teste, são utilizados os testes paramétricos, 
ou também os não paramétricos, para identifi car aquelas que são dife-
rentes do controle experimental. A sequência dos cálculos, bem como 
o uso apropriado de cada teste estatístico estão descritosna fi gura 11.7. 
Como resultado, o teste de hipóteses estabelece um valor de corte para 
a diferença de resposta de uma concentração-teste em relação à do con-
trole (fi gura 11.5). A menor concentração em que essa diferença excede 
o valor de corte é defi nida como CEO (Concentração de Efeito Obser-
vado), enquanto a concentração mais elevada em que a diferença de 
resposta é inferior ao valor de corte constitui a CENO (Concentração 
de Efeito não Observado).
A análise de ensaios com múltiplas concentrações também pode 
ser efetuada por meio do teste “t por bioequivalência” e, neste caso, a 
CEO corresponderá à menor concentração na qual a média registrada 
não é bioequivalente à média do controle. A CENO, por sua vez, é 
defi nida como a maior concentração em que a média obtida é bioequi-
valente àquela do controle. A equação utilizada no cálculo estatístico é 
modifi cada pela utilização de uma variância global, estimada a partir 
de todos os grupos experimentais.
11.2.3 Testes de Estimativa Pontual
Vários pesquisadores têm demonstrado algumas inconveniências 
dos testes de hipóteses, especialmente quanto aos seguintes aspectos:
• Os resultados estão restritos aos níveis testados, ou seja, CEO 
e CENO correspondem, obrigatoriamente, a uma das concen-
trações utilizadas no ensaio, já que os testes de hipóteses não 
permitem interpolações entre as mesmas.
• Não permitem o cálculo de um intervalo de confi ança para a 
CENO.
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 195
• Possibilidade de comprometimento dos resultados caso a dis-
tribuição das respostas não seja monotônica.
• Sensibilidade ao número de replicatas; à variância entre as re-
plicatas do controle e dos grupos experimentais; ao número de 
organismos-teste por replicata; e às probabilidades de ocorrên-
cia de falsos-positivos.
Para evitar essas inconveniências, pesquisadores sugerem o uso 
de modelos matemáticos que assumem uma relação concentração/
efeito contínua, permitindo estimar a concentração que causa uma 
porcentagem específi ca de redução da resposta em relação àquela re-
gistrada no grupo-controle. Os métodos recomendados para avaliar 
efeitos subletais, por meio de uma estimativa pontual, se baseiam em 
um modelo paramétrico (Probitos) ou em um não paramétrico tal 
como o da interpolação linear.
Enquanto o método de Probitos segue os mesmos princípios de 
cálculo dos efeitos tóxicos agudos apresentados anteriormente, o mé-
todo de interpolação linear, particularmente, foi desenvolvido para 
análise de dados de ensaios de toxicidade crônica de curta duração, 
sendo utilizado para calcular a concentração do agente químico que 
causa uma determinada porcentagem de redução (25%, 50%, etc.) na 
reprodução ou no crescimento dos organismos-teste (Concentração de 
Inibição – CIp).
Tal método efetua uma análise de regressão, estabelecendo uma 
equação para a relação concentração/efeito que constitui a base para 
interpolação das concentrações não testadas. Consequentemente, efei-
tos deletérios correspondentes a concentrações não utilizadas podem 
ser estimados. Além disso, esse método utiliza a variabilidade dentro 
dos tratamentos para calcular os limites de confi ança sobre as propor-
ções de efeito utilizadas.
Para o uso do método de interpolação linear as respostas dos or-
ganismos devem estar, de preferência, em ordem monotonicamen-
te decrescente, sendo que, quando essa condição não é atendida, os 
dados são ajustados por medianização das médias adjacentes. Além 
disso, esse método exige o estabelecimento do nível de efeito tóxico 
196 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
biologicamente relevante (p), para que seja possível estimar a concen-
tração do agente químico associada ao mesmo. Em estudos efetuados 
na CETESB foram estabelecidos os valores de (p) para alguns métodos 
de ensaio, os quais correspondem exatamente ou são aproximações do 
75º percentil da DMS, conforme descritos na tabela 11.1.
As principais vantagens da aplicação de testes de estimativas 
pontuais são:
• Utilizam todo o conjunto de dados da relação concentração/res-
posta, de modo a acomodá-los em algum modelo de regressão.
• Os níveis de efeito não se restringem a uma das concentrações-
teste, ou seja, o valor do efeito pode ser interpolado em qual-
quer ponto da curva concentração–resposta.
• Permitem estimar a precisão do método analítico.
• Podem ser aplicados a quaisquer tipos de dados, ou seja, letais 
ou subletais.
Com relação aos aspectos críticos desta abordagem, destacam-se:
• No caso da utilização da interpolação linear, a construção do 
intervalo de confi ança é muito trabalhosa, exigindo programas 
computadorizados.
• Requer maior conhecimento das ferramentas estatísticas 
devido à maior complexidade dos modelos de regressão.
Na fi gura 11.7 encontra-se o fl uxograma dos principais procedi-
mentos recomendados para a análise estatística de dados obtidos em 
ensaios crônicos com múltiplas concentrações.
CAPÍTULO 11 – ESTATÍSTICA APLICADA EM ENSAIOS... ►◄ 197
FIGURA 11.7 Fluxograma para análise estatística de dados relativos a efeitos su-
bletais (reprodução, crescimento, etc.), obtidos em ensaios ecotoxicológicos crônicos 
com múltiplas concentrações.
198 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
CHAPMAN, G. A.; ANDERSON, B. S.; BAILER, A. J.; BAIRD, R. B.; BERGER, 
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ERICKSON, W. P.; McDONALD, L. L. Tests for bioequivalence of control 
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A Toxicologia Ambiental
 estuda os efeitos adversos das substâncias 
químicas presentes no ambiente sobre os seres 
vivos. Essa disciplina vem ganhando cada vez 
mais importância, sobretudo em função dos 
crescentes episódios de contaminação 
ambiental. Em geral, a Toxicologia 
Ambiental é pouco estudada nos cursos de 
Graduação, sendo uma disciplina mais 
difundida nos cursos lato sensu e stricto sensu.
 Todavia, entendemos que a demanda por essa 
área de conhecimento também tem aumentado 
muito; o que traz a necessidade da transmissão 
dessas informações à diversas áreas de 
formação, sobretudo àquelas relacionadas 
às ciências da saúde.
 Assim sendo, “Princípios de Toxicologia 
Ambiental” é uma apresentação deste tema 
de maneira simplificada e resumida, podendo 
servir como material didático para todas as 
categorias de estudantes, principalmente, para 
aqueles que querem começar a entender 
melhor o princípio que afirma: 
todas as substâncias são tóxicas.
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ISBN 978-85-7193-263-0
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	CONCEITOS E ELEMENTOS BÁSICOSa substância e o organismo ocorre por meio dos 
fatores toxicocinéticos. Estes fatores incluem os processos envolvidos 
no transporte das substâncias absorvidas pelos vários compartimentos 
do sistema biológico afetado, desde o central até o mais periférico. A 
quantidade da substância distribuída pela circulação sanguínea repre-
senta a disponibilidade biológica desta substância. Esta biodisponibili-
dade está relacionada fundamentalmente com:
• As vias de introdução da substância.
• Os mecanismos utilizados pelas substâncias para passarem pe-
las membranas celulares.
• Os sítios de armazenamento.
• As barreiras hematoencefálica e placentária.
• A biotransformação da substância.
• A indução ou inibição de sistemas enzimáticos.
• A eliminação da substância.
A seguir serão descritas com mais detalhes as vias de introdução 
dos contaminantes no organismo por se tratarem da primeira etapa e, 
portanto, da principal etapa relacionada ao processo de prevenção dos 
efeitos adversos da exposição aos contaminantes.
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 9
1.1.2.1 As Vias de Introdução
A fase de exposição é fundamental para a ocorrência do fenôme-
no da intoxicação, pois representa a disponibilidade da substância no 
ambiente. A intensidade da exposição depende, por exemplo, de fa-
tores como a concentração do agente tóxico no ambiente, a duração 
da exposição, da frequência da exposição e das condições ambientais 
(temperatura, umidade e ventilação).
Ocorrendo a exposição, a substância química poderá ser introdu-
zida no organismo por uma ou mais vias: trato gastrointestinal (inges-
tão), pulmões (inalação), pele (tópica, percutânea ou dérmica), olhos 
(ocular) e outras rotas parenterais, não muito comuns no contexto da 
toxicologia ambiental.
A via inalatória é uma das mais importantes por causa de vários 
fatores:
• Pelo constante contato do sistema respiratório com o meio 
externo.
• Pela área dos pulmões ser permeável e ricamente vasculariza-
da, proporcionando rápida e efi ciente absorção.
• Pela ocorrência de retenção de agentes químicos nas vias 
superiores.
• Pelo fato de a substância química absorvida poder atingir cen-
tros vitais, sistema nervoso central e outros órgãos sem passar 
pelo sistema hepático.
Desta forma, as substâncias presentes no ar, ao entrarem em con-
tato com a via respiratória, poderão agir localmente – provocando ir-
ritação, infl amação, edema pulmonar e outras alterações – ou serem 
absorvidas, atuando em nível sistêmico.
A partir do contato da substância química com a pele poderão 
ocorrer várias manifestações:
• A epiderme, com a película de gordura e suor, atuará como bar-
reira efetiva e a substância química não será capaz de alterá-la 
ou danifi cá-la.
• A substância química reage com a superfície cutânea, provo-
cando irritações locais.
10 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
• A substância química penetra, reage com proteínas teciduais e 
produz sensibilização e reação alérgica.
• A substância química se difunde na epiderme, glândulas sebá-
ceas, sudoríparas, folículos pilosos e ingressa na corrente san-
guínea para posterior ação sistêmica.
A exposição por via oral pode ocorrer por condições de higiene e há-
bitos inadequados ou quando há ingestão de alimentos e água contamina-
dos. Quando as substâncias químicas são introduzidas pela via digestiva 
os riscos associados aos efeitos nocivos são menores, principalmente:
• Pelo fato de as substâncias químicas estarem sujeitas ao pH áci-
do do estômago.
• Pela ação de enzimas digestivas.
• Pela baixa absorção na corrente sanguínea devido à diluição 
das substâncias químicas com água e alimentos, formação de 
produtos menos solúveis por interação com esses alimentos e 
pela seletividade na absorção intestinal.
1.1.3 O Efeito Adverso
O efeito adverso corresponde ao conjunto de alterações genéticas, 
bioquímicas, morfológicas ou fi siológicas (sinais e sintomas) produzi-
das pela exposição à substância química.
O fenômeno da intoxicação se expressa pelos efeitos adversos 
(sinais e sintomas) ocasionados pela ação de uma substância em um 
sistema biológico. Esta resposta se manifesta por meio de processos 
toxicodinâmicos, que compreendem a interação das substâncias com 
os seus sítios específi cos de ação, e cuja intensidade será função da 
quantidade de substância no local de sua ação específi ca. Por exemplo, 
o monóxido de carbono (CO), aspirado em nível do alvéolo pulmonar, 
se dilui no plasma sanguíneo e rapidamente se fi xa na hemoglobina, 
formando carboxiemoglobina, a qual impede a hemoglobina de trans-
portar oxigênio aos tecidos. Desta forma, ocorre o óbito por anoxemia, 
cujos sintomas são idênticos à asfi xia.
Qualquer efeito tóxico é proporcional à dose, que corresponde 
à quantidade da substância química administrada a um organismo, 
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 11
introduzida por uma das vias, principalmente oral, dérmica e perito-
neal. É expressa geralmente em mg, g ou mL por kg de peso corpóreo. 
Quando a substância é introduzida pela via respiratória, utiliza-se o 
parâmetro concentração, expresso em mg/m3 ou mg/L. Quanto me-
nor é a dose necessária para produzir um efeito nocivo, mais tóxica é 
a substância.
Os tipos de efeito classifi cam-se principalmente em:
Efeito agudo: Caracteriza-se como uma resposta severa e rápida 
normalmente observada em um curto período de tempo. Para efeito 
de estudos são utilizados vários tipos de expressões, sendo a mais im-
portante a Dose Letal 50 ou DL 50. A DL 50 é a quantidade calculada 
de uma substância química, necessária para produzir a morte de 50 % 
dos animais em estudo. Para se determinar a toxicidade de substân-
cias presentes no ambiente atmosférico ou aquático, utiliza-se o termo 
Concentração Letal 50 ou CL 50. Quando o objetivo do estudo é ava-
liar um efeito específi co, porém não letal, as expressões utilizadas são 
Dose Efetiva 50 ou DE 50 ou Concentração Efetiva 50 ou CE 50. Essas 
expressões correspondem à dose (DE) ou concentração (CE) de uma 
substância química que provoca um efeito específi co em 50 % do lote 
de animais utilizados no experimento.
Efeito crônico: Caracteriza-se como uma resposta referente à to-
xicidade cumulativa de uma substância química. Dentre alguns efeitos 
crônicos, podem ser destacados:
• Mutagênese – Processo de alteração do material genético de 
uma célula. Quando não é letal para a própria célula, o pro-
cesso pode propagar-se pelo corpo em crescimento (muta-
ção somática) ou transmitir-se às gerações seguintes (mutação 
germinal). A mutação incidindo sobre células somáticas pode 
levar a um processo carcinogênico no próprio indivíduo e, no 
caso de incidir sobre células germinativas, pode produzir doen-
ças ou malformações nas gerações futuras. Atualmente vários 
sistemas-teste estão disponíveis para avaliar o potencial muta-
gênico das substâncias químicas e alguns destes serão descritos 
no capítulo 8.
• Carcinogênese – Processo anormal, não controlado, de dife-
renciação e proliferação celular, de início localizado mas que 
12 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
pode se disseminar pelo organismo, levando à sua morte. Os 
carcinógenos podem ser divididos em genotóxicos e epigenéti-
cos ou não genotóxicos. Os carcinógenos genotóxicos, também 
chamados de iniciadores, interagem com o DNA produzindo 
mutação; fenômeno considerado o passo inicial do processo 
carcinogênico. O DNA pode voltar ao normal se os mecanis-
mos de regeneração funcionarem de forma bem-sucedida; caso 
contrário, a célula transformada pode evoluir para um tumor 
clinicamente aparente.
Os carcinógenos não genotóxicos, também chamados promoto-
res, não podem por si só causar tumores, mas potencializam os efei-
tos dos carcinógenos genotóxicos (iniciadores). Desse modo, como os 
iniciadores genotóxicos podem levar à formação do tumor eles são 
considerados carcinógenos completos. Todavia, estes só são conside-
rados completos (iniciadores/promotores)em doses mais elevadas, 
que muitas vezes são letais para a célula, ao contrário da iniciação que 
pode ser estimulada após uma única exposição a doses mais baixas.
• Teratogênese – Termo originário das palavras gregas gennan que 
signifi ca produzir, e terata, que signifi ca monstro. Processo pelo 
qual anomalias em células e tecidos, de um organismo em de-
senvolvimento (período entre a concepção e o nascimento), são 
induzidas por agentes estranhos, chamados de teratógenos, re-
sultando em malformações estruturais ou funcionais. Existe um 
grande número de agentes teratogênicos, entre os quais se desta-
cam agentes físicos (radiação, trauma mecânico), agentes bioló-
gicos (vírus da rubéola) e agentes químicos (talidomida, álcool).
Os efeitos teratogênicos podem manifestar-se em maior propor-
ção no ser humano quando a exposição à substância tóxica acontece 
dentro do primeiro trimestre de vida.
1.2 INTERAÇÃO ENTRE AS SUBSTÂNCIAS
Deve-se destacar também que a resposta do organismo à combina-
ção das substâncias pode ser aumentada ou reduzida pelas respostas 
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 13
toxicológicas no sítio de ação. Desta forma, os efeitos de duas substân-
cias químicas administradas simultaneamente podem ser:
• Aditivos: Quando o efeito combinado das duas substâncias é 
igual à soma do efeito de cada uma isoladamente.
• Sinérgicos: Quando o efeito combinado das duas substâncias 
é muito maior que a soma dos efeitos. Por exemplo, tanto o 
tetracloreto de carbono como o etanol são hepatotóxicos, mas 
juntos eles promovem uma lesão hepática muito maior do que 
aquela esperada pela simples soma de seus efeitos individuais.
• De potenciação: Quando o efeito de um agente tóxico que age 
simultaneamente com um agente não tóxico é aumentado. Por 
exemplo: o isopropanol por si só não é hepatotóxico, entretanto 
aumenta muito a hepatotoxicidade do tetracloreto de carbono, 
quando administrados em conjunto.
• Antagônicos: Quando ocorre a interferência de uma substân-
cia química sobre a ação de outra. Um agente que antagoniza a 
ação de outro é frequentemente designado como um antídoto.
1.3 SUSCEPTIBILIDADE
Pode-se ressaltar ainda que cada sistema biológico poderá apre-
sentar um tipo de resposta diferente, de acordo com sua susceptibi-
lidade, estando esta susceptibilidade relacionada com os graus de 
sensibilidade e tolerância apresentados por este sistema.
A sensibilidade, ou seja, a resposta do organismo pode variar de 
indivíduo para indivíduo, sendo que fatores hereditários e idade são 
sempre determinantes importantes a serem consideradas nas reações 
de sensibilidade.
A tolerância, por sua vez, é um estado de diminuição da resposta 
aos efeitos de uma substância química como resultado de uma exposi-
ção prévia à mesma substância ou a outra quimicamente relacionada. 
Existem dois mecanismos principais que podem ser considerados res-
ponsáveis pela tolerância:
1) Devido à redução na quantidade da substância que chega ao 
local onde o efeito é produzido.
14 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
2) Pela redução na resposta do tecido à determinada substância, 
uma vez que pouco se sabe sobre os mecanismos celulares res-
ponsáveis pela alteração da resposta de um tecido à determina-
da substância.
1.4 RELAÇÃO DOSE–RESPOSTA
As características da exposição e os efeitos observados estão 
diretamente relacionados em um único termo denominado relação 
dose–resposta. Esta relação é fundamental e universalmente estudada 
em toxicologia e, desse modo, o entendimento dessa relação é essencial 
para o estudo da toxicidade de substâncias químicas.
Por uma perspectiva prática, existem dois tipos de relação 
dose–resposta:
1) Aquela que descreve a resposta de um indivíduo (também cha-
mada dose–efeito) às várias doses de uma substância, frequen-
temente observada como uma resposta gradual, em função de 
o aumento da medida do efeito ser proporcional ao aumento 
da dose.
2) Aquela caracterizada como uma distribuição quantitativa da 
resposta a diferentes doses, pelo fato de ser observada em uma 
população de indivíduos. A observação do fenômeno quantal 
dose–resposta é extremamente importante para a toxicologia, 
e é utilizado para determinar a dose letal média (DL50) das 
substâncias químicas.
CAPÍTULO 1 – HISTÓRICO, EVOLUÇÃO E CONCEITOS BÁSICOS... ►◄ 15
TABELA 1.1
COMPARAÇÃO ENTRE DLs50
Substância Química DL50 (mg/kg)
Álcool etílico 10 000
Cloreto de sódio 4 000
Sulfato ferroso 1 500
Fenobarbital 150
Nicotina 1
Toxina da viúva negra 0,5
Dioxina (TCDD) 0,001
Toxina botulínica 0,00001
Fonte: Eaton & Klaassen (1996).
1.5 PRINCIPAIS ÁREAS DA TOXICOLOGIA
Os três elementos básicos da toxicologia descritos anteriormente 
– a substância, o organismo afetado e o efeito adverso – são estudados 
nas suas várias áreas, classifi cadas de acordo com seus objetivos.
• Toxicologia Clínica ou Médica: Estuda formas de tratamento 
das intoxicações provocadas, em geral, por substâncias quími-
cas, a partir da manifestação do efeito. Os toxicologistas clínicos 
tratam pacientes que estão intoxicados e desenvolvem novas 
técnicas para o diagnóstico e o tratamento dessas intoxicações.
• Toxicologia Forense: Estuda os aspectos médico-legais das in-
toxicações. É utilizada principalmente para o estabelecimento 
da causa da morte e a elucidação de sua circunstância. Essa área 
é normalmente desenvolvida como uma atividade policial, ten-
do mais recentemente incorporado as questões da medicina es-
portiva, particularmente as voltadas para as determinações de 
dopping em competições.
• Toxicologia Ocupacional: Estuda os efeitos adversos das 
substâncias químicas sobre a saúde do trabalhador, durante 
o exercício de suas atividades. Trata-se de uma área de atua-
ção extremamente voltada para profi ssionais de medicina e 
enfermagem do trabalho, onde os critérios de avaliação são 
16 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
basea dos principalmente em indicadores biológicos de exposi-
ção, previamente estabelecidos.
• Toxicologia Reguladora: Estuda se a substância química apre-
senta ou não riscos sufi cientemente baixos para ser comerciali-
zada na forma em que se propõe. De um modo geral, esta área 
de atuação é executada por agências governamentais.
• Toxicologia Ambiental: A toxicologia ambiental será descrita 
no capítulo 2.
REFERÊNCIAS CONSULTADAS
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C A P Í T U LO 2
Fundamentos da Toxicologia 
Ambiental
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
Eduardo Cyrino Oliveira-Filho
CAPÍTULO 2 – FUNDAMENTOS DA TOXICOLOGIA AMBIENTAL ►◄ 19
Desde o fi nal do século XIX a humanidade entrou em uma nova 
era, a era química, caracterizada pelo aumento do número de grandes 
indústrias nos países desenvolvidos, com o consequente incremento 
no uso de produtos químicos. Não há dúvida de que este progresso 
gerou uma série de benefícios econômicos e sociais, melhorando o pa-
drão de vida das populações envolvidas. Todavia, existia o outro lado 
da questão e os riscos associados à contaminação do ambiente jamais 
poderiam ter sido esquecidos.
Em um primeiro momento, o dano não foi tão evidente, pois se 
restringiu basicamente às poucas zonas industriais existentes e prin-
cipalmente aos trabalhadores expostos. A partir da Segunda Guerra 
Mundial o desenvolvimento tecnológico causou um aumento notável 
no número de áreas industrializadas em várias partes do mundo, ha-
vendo um incremento no número de substâncias em uso.
Entretanto, as consequências decorrentes deste incremento e as 
interações destas substâncias – tanto com o ambiente como com os se-
res vivos – na maioria das vezes ainda eram desconhecidas. Muitos 
dos efeitos observados incluíram mortes, doenças, desaparecimento 
de espécies e desequilíbrio na dinâmica natural dos ecossistemas; o 
que motivou a preocupação que agora existe sobre as consequências 
indesejáveis da contaminação química.
Segundo informações disponíveis no Chemical Abstract Servi-
ce (CAS), estima-se que das cerca de 54 000 000 substâncias químicas 
disponíveis comercialmente, apenas 283 000 estejam inventariadas ou 
reguladas. Essas substâncias, ao serem liberadas no ambiente, sofrem 
diversas transformações e interações complexas que incrementam ain-
da mais o seu número.
Com o objetivo de evitar ou minimizar as consequências drásticas 
do uso e da liberação das substâncias químicas, a Toxicologia Ambien-
tal estuda os efeitos de agentes químicos presentes no ambiente sobre 
os organismos vivos e a saúde humana.
2.1 CONTAMINAÇÃO E POLUIÇÃO AMBIENTAL
Os termos em questão muitas vezes são utilizados como sinônimos, 
porém há algumas diferenças que podem ser ressaltadas (fi gura 2.1).
20 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
FIGURA 2.1 Representação esquemática da relação entre contaminação e poluição.
Fonte: Chapman (1995).
O termo contaminação é geralmente empregado em relação 
direta aos efeitos sobre a saúde do homem. Também é utilizado para 
situações onde a substância está presente no ambiente, mas não causa 
dano óbvio e aparente.
O termo poluição, por sua vez, é geralmente empregado em rela-
ção direta aos efeitos sobre o ambiente, sendo também utilizado para 
casos onde a substância causa danos evidentes.
De modo a integrar estes conceitos, no contexto deste livro, en-
tende-se que contaminação é o aumento nos níveis naturais de certas 
substâncias e poluição é o resultado deste aumento, implicando em 
danos evidentes aos organismos vivos e, consequentemente, em riscos 
à saúde humana.
CAPÍTULO 2 – FUNDAMENTOS DA TOXICOLOGIA AMBIENTAL ►◄ 21
2.2 CONTAMINAÇÃO AMBIENTAL E SUAS FONTES
A contaminação desperta particular interesse para a toxicologia 
porque se refere diretamente à saúde humana e porque situações apa-
rentemente normais muitas vezes já podem ser consideradas como ca-
sos de contaminação. Isso ocorre quando os contaminantes estão em 
concentrações muito baixas para causar algum dano evidente, mas já 
são passíveis de ocasionar algum efeito quando a exposição ocorre por 
um tempo prolongado.
Qualquer forma ou quantidade de matéria ou energia que entra 
em um sistema, por exemplo, um organismo vivo ou um substrato do 
ambiente, deve se acumular, se transformar ou ser eliminada.
Quando as formas de matéria ou energia estão presentes de tal 
modo que os seres vivos ou os compartimentos abióticos as podem 
assimilar, transformar ou eliminar continuamente pode-se considerar 
que existe uma situação estável e equilibrada.
Atualmente, devido ao grande aumento na quantidade de subs-
tâncias que estão sendo constantemente liberadas no ambiente, em 
muitos casos se ultrapassou a capacidade dos sistemas para transfor-
mar ou eliminar o excesso, ocasionando uma alteração no equilíbrio 
ambiental. Como consequência desse fato e do princípio de conserva-
ção da matéria e da energia, ocorre a acumulação de matéria ou ener-
gia nos sistemas.
As atividades humanas tendem a provocar a entrada no ambiente 
de tipos indesejáveis de matéria e energia, porém enquanto a quanti-
dade destas substâncias não superar a capacidade do ambiente para 
transformá-las, seus efeitos não sejam adversos ou estejam restritos no 
tempo e no espaço, pode-se considerar que há uma contaminação tem-
poral ou parcial que, ainda que requeira atenção, pode ser evitada ou 
eliminada.
Os problemas graves aparecem quando a contaminação se esten-
de no tempo e no espaço e permanece assim por períodos prolonga-
dos, pois, como já foi mencionado, muitas vezes os danos não são ime-
diatamente aparentes.
De acordo com sua origem, a contaminação pode ser natural ou 
antropogênica. A contaminação antrópica é ocasionada por ativida-
des do homem, enquanto a contaminação natural é ocasionada por 
22 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
atividades naturais, como por exemplo, a contaminação de alimentos 
(grãos) por micotoxinas ou a contaminação atmosférica por erupções 
vulcânicas.
Conforme a natureza do agente contaminante, a contaminação 
pode ser biológica, física ou química.
2.2.1 Contaminação Biológica
A contaminação biológica ocorre quando um microrganismo (bac-
téria, vírus ou protozoário) se encontra em um substrato ao qual não 
pertence ou que até pertence, mas que está em concentrações que exce-
dem as naturais. Este tipo de contaminação é característica dos lugares 
cujas condições higiênicas são defi cientes.
Essa contaminação pode ser evitada ou controlada com relativa 
facilidade. Assim, a contaminação dos solos, águas, alimentos ou ar 
causam, em curto prazo, efeitos adversos que são localizados no tempo 
e no espaço; o que facilita a identifi cação de sua origem.
Ainda que a contaminação biológica cause altas taxas de morta-
lidade e morbidade, é relativamente controlável por meio de higiene, 
educação em saúde, obras de saneamento, etc. 
Atualmente a contaminação biológica também tem sido relaciona-
da ao aparecimento de espécies exóticas em áreas nas quais elas não são 
nativas.
2.2.2 Contaminação Física
A contaminação física se deve a presença, em um substrato, de 
formas de energia que excedem os níveis naturais. A contaminação 
térmica, a contaminação por ruído e a contaminação radioativa podem 
ser citadas como alguns exemplos.
Devido as suas características, este tipo de contaminação tem efei-
tos em longo prazo, que são sutis e cuja associação causa-efeito é difícil 
de ser estabelecida. Por isso vários anos podem se passar antes que os 
efeitos sejam observados e que a fonte contaminante seja detectada, 
identifi cada e controlada.
CAPÍTULO 2 – FUNDAMENTOS DA TOXICOLOGIA AMBIENTAL ►◄ 23
A contaminação física causa diversos efeitos biológicos, tais como: 
morte de espécies (fl ora e fauna), alterações genéticas, câncer, etc.
2.2.3 Contaminação Química
A contaminação química ocorre quando uma substância química 
se acumula em um substrato em concentrações que excedem os níveis 
naturais. Esta substância pode ser natural ou sintética.
Se a substância existe na natureza ela é considerada uma substân-
cia natural; caso ela seja sintetizada pelo homem, é denominada subs-
tância xenobiótica. A contaminação química de origem natural pode 
ser limitada no tempo e no espaço, já que está associada a circuns-
tâncias biogeoclimáticas especiais, portanto, se existir limites e origem 
bem defi nidos, a contaminação química pode ser identifi cada com fa-
cilidade e, em alguns casos, ser eliminada.
2.3 ECOTOXICOLOGIA
A preocupaçãodo homem com o aumento dos casos de conta-
minação química no ambiente e com os refl exos deste fato para sua 
qualidade de vida gerou a integração da ecologia com a toxicologia.
O termo ecotoxicologia foi proposto por René Truhaut em 1969, 
como um ramo da toxicologia voltado para o estudo dos efeitos adver-
sos das substâncias sobre os ecossistemas.
Em uma defi nição mais atual, entende-se ecotoxicologia como o 
estudo do destino e dos efeitos de substâncias químicas sobre os com-
ponentes de um ecossistema, baseado no emprego de métodos de la-
boratório e de campo.
Talvez nada defi na melhor a ecotoxicologia do que a abordagem 
necessariamente integrativa. Para compreender o impacto de substân-
cias nos ecossistemas é preciso reunir e integrar informações toxicoló-
gicas e de química ambiental.
Dentre os ecossistemas, os aquáticos acabam – de uma forma ou de 
outra – se constituindo em receptáculos temporários ou fi nais de uma 
24 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
grande variedade e quantidade de contaminantes, sejam esses lança-
dos no ar, no solo ou diretamente nos corpos d’água. Desse modo, para 
adquirir conhecimentos sobre os efeitos dos agentes químicos para a 
biota aquática, têm sido utilizados ensaios de toxicidade com orga-
nismos de águas continentais, estuarinas e marinhas, em condições 
laboratoriais e/ou de campo. Os ensaios, além de possibilitar o esta-
belecimento de limites permissíveis para várias substâncias químicas, 
servem também para avaliar o impacto de misturas de contaminantes 
sobre os organismos aquáticos dos corpos hídricos receptores.
Os estudos sobre os efeitos de substâncias químicas sobre organis-
mos terrestres são muito complexos por causa do número de fatores 
intrínsecos e extrínsecos associados com os sistemas terrestres. Muitas 
espécies terrestres têm grande mobilidade, cobrindo áreas signifi cati-
vas quando defendem territórios, se alimentam, migram e se disper-
sam. Esses estudos tiveram grande crescimento nos anos 80, baseados 
principalmente no desenvolvimento da ecotoxicologia aquática. Atual-
mente vários tipos de ensaios são desenvolvidos para avaliar os efei-
tos de substâncias sobre microrganismos, plantas, minhocas, insetos, 
aves e mamíferos. Alguns destes ensaios com organismos aquáticos 
e terrestres estão incluídos na legislação americana e brasileira, como 
obrigatoriedade para registro e renovação do registro de agrotóxicos, 
dentre outras substâncias.
Para caracterizar o comportamento químico das substâncias é ne-
cessário quantifi cá-las nos diferentes compartimentos ambientais (ar, 
água, solo, sedimento e biota) e compreender o movimento e o trans-
porte destas substâncias dentro (intrafase) e entre (interfase) esses 
compartimentos. Além disso, deve-se levar em consideração a ocor-
rência de reações bióticas e abióticas, que resultam em mudanças nas 
propriedades físicas e químicas dos compostos.
A combinação dessas abordagens facilita a predição da concen-
tração química nos compartimentos ambientais e servem como recur-
so para planejar experimentos toxicológicos usando as concentrações 
apropriadas e a forma da substância em questão.
CAPÍTULO 2 – FUNDAMENTOS DA TOXICOLOGIA AMBIENTAL ►◄ 25
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C A P Í T U L O 3
Dinâmica, Transformação e 
Destino dos Contaminantes 
no Ambiente
Cristina Lúcia Silveira Sisinno
Josino Costa Moreira
CAPÍTULO 3 – DINÂMICA, TRANSFORMAÇÃO E DESTINO... ►◄ 29
Os contaminantes apresentam – em maior ou menor grau – com-
portamentos mais ou menos defi nidos quando introduzidos nos ecos-
sistemas. De maneira geral, ao serem produzidos e emitidos por suas 
fontes, estes contaminantes tendem a se dispersarem no ambiente 
onde podem sofrer uma série de processos que envolvem interações 
com os elementos constituintes daquele compartimento ambiental e 
com a biota, transformações e, eventualmente, degradação.
As substâncias químicas podem ser introduzidas no ambiente sob 
várias formas: sólidos, líquidos, gases, vapores, fumaças, aerossóis ou 
pós e por meio de várias vias. A persistência no ambiente depende 
da espécie química e estas apresentam ciclos de vida característicos. O 
ciclo de vida de uma substância química compreende todas as etapas 
que envolvem esta substância desde sua produção até sua decomposi-
ção ou disposição fi nal. Entretanto, apenas para alguns contaminantes 
seus ciclos ambientais completos são conhecidos.
Uma vez introduzido no ambiente, um contaminante pode se dis-
persar naquele meio (solo, ar, água), interagir com outros constituintes 
desse meio, ser transportado a certas distâncias, ser transferido para 
outros compartimentos ambientais, ser degradado, transformado ou 
imobilizado.
O transporte de um contaminante na atmosfera é principalmen-
te ocasionado por movimentos turbulentos do ar que, dentre outros 
fatores, dependem das características dos ventos. A dispersão ocorre 
preferencialmente na direção do vento predominante e é denominada 
pluma. A pluma e o efeito das condições atmosféricas sobre ela podem 
ser facilmente vistos observando-se a fumaça que sai de uma chaminé. 
A dispersão sofre ainda a infl uência de outras condições como, por 
exemplo, das características geográfi cas da área onde a fonte emissora 
está situada, além das condições atmosféricas predominantes durante 
a emissão.
No ambiente aquático a dispersão de um contaminante é mais 
complexa que na atmosfera. Existem inúmeras diferenças em volume 
de diluição, características de mistura e velocidade de transporte entre 
os diferentes corpos d´água (rios, lagos, mares, estuários e oceanos) 
fazendo com que uma abordagem geral fi que mais difícil. Adicional-
mente, além das interações dos contaminantes com os componentes 
30 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
abióticos do ambiente tem-se uma interação mais ativa com a biosferafacilitando a transferência do contaminante para o componente biótico 
do sistema. De modo geral, um contaminante introduzido no ambiente 
aquático sofrerá dispersão, interação com material particulado em sus-
pensão, deposição (sedimentação) e absorção biológica.
No solo, a dispersão depende da natureza da substância, das ca-
racterísticas do solo e de outros fatores, tais como umidade, pH, teor de 
matéria orgânica presente, temperatura, etc. Os principais fenômenos 
que afetam o movimento de um contaminante no solo são: a adsorção 
(retenção na superfície de partículas sólidas), a percolação (transporte 
através de um meio líquido), a difusão e a advecção. A substância pode 
ser dispersa através da água presente ou que se infi ltra no solo e assim 
atingir o lençol freático. Muitas substâncias, principalmente as orgâni-
cas, são degradadas pela comunidade biótica que vive neste ambiente.
Na biosfera os nutrientes essenciais podem ser transferidos de or-
ganismo para organismo ao longo da cadeia alimentar que vai desde 
os produtores primários até os carnívoros superiores. O transporte de 
contaminantes por esta via ocorre em qualquer meio, mas são mais 
signifi cativos nos ambientes aquático e terrestre. Geralmente ocorrem 
processos de discriminação do contaminante pela biota (concentra-
ção no organismo muito menor que no ambiente), mas casos de bio-
concentração não são raros. Algumas substâncias orgânicas e alguns 
metais tóxicos como, por exemplo, o mercúrio, são capazes de sofrer 
bioconcentração nos organismos (alguns organismos marinhos podem 
apresentar concentrações de mercúrio 10 000 vezes superiores àquela 
observada na água do mar). Compostos orgânicos como, por exemplo, 
os PCBs (bifenilas policloradas) que foram muito utilizados em trans-
formadores elétricos e que apresentam baixa solubilidade em água, alta 
solubilidade em gorduras e baixa taxa de biotransformação também so-
frem bioconcentração.
Algumas substâncias químicas são introduzidas no ambiente como 
resultado de sua utilização direta. Entretanto, na grande maioria dos 
processos químicos são gerados subprodutos e resíduos que são libe-
rados no ambiente onde podem sofrer todas as etapas acima descritas. 
É importante ressaltar que em algumas ocasiões a degradação de uma 
substância pode levar a outras mais tóxicas que a original. Por exemplo, 
CAPÍTULO 3 – DINÂMICA, TRANSFORMAÇÃO E DESTINO... ►◄ 31
no sistema aquático, o mercúrio pode sofrer metilação, com a formação 
de metilmercúrio, espécie química mais tóxica e que é capaz de ser in-
corporada pela biota, concentrando-se ao longo da cadeia alimentar.
Os principais fatores que interagem e infl uenciam na dinâmica 
das substâncias químicas no ambiente são os seguintes:
• Quantidade da substância.
• Frequência na emissão da substância.
• Características físico-químicas próprias da substância.
• Características físico-químicas próprias do compartimento am-
biental receptor.
• Presença e natureza dos organismos vivos – tanto micro como 
macrorganismos – existentes no ambiente.
• Grau e tipo de interação entre os organismos vivos e as subs-
tâncias.
A interação do conjunto destes elementos condiciona o modo e a 
extensão como a substância pode ingressar no organismo humano e 
executar suas funções benéfi cas ou maléfi cas.
3.1 O DESTINO DOS CONTAMINANTES: 
TRANSFORMAÇÕES E SUMIDOUROS
Após a introdução do contaminante no ambiente ou nos organis-
mos estes podem ser convertidos a diferentes formas e/ou transferi-
dos entre os diferentes compartimentos ambientais.
A transformação de um agente químico no ambiente pode ocorrer 
por processos químicos, físicos ou biológicos. Como exemplo de proces-
sos químicos pode ser citado a fotoxidação atmosférica de vários poluen-
tes. Como exemplo de processos biológicos pode-se destacar o metabo-
lismo bacteriano que acontece no solo e no sedimento, e como exemplo 
de processos físicos podem ser citados a solubilidade e a deposição.
A disposição fi nal e o mecanismo de remoção de um contaminante 
químico são conhecidos como sumidouro. O tempo transcorrido entre a 
introdução do contaminante no ambiente, suas transformações e destino 
32 ►◄ PRINCÍPIOS DE TOXICOLOGIA AMBIENTAL
fi nal são muito variáveis e depende das características químicas e físicas 
da substância, bem como do compartimento ambiental que a recebeu.
Em cada compartimento ambiental contaminado vários mecanis-
mos de transporte devem ser considerados. No caso de contaminação 
atmosférica, os contaminantes podem ser removidos por vários me-
canismos naturais em sua forma original ou sob a forma de produtos 
resultantes de processos reacionais. Isto dependerá ainda da forma em 
que foi introduzido o contaminante, ou seja, se ele está presente sob a 
forma de partículas (material particulado) ou na fase gasosa. De ma-
neira geral, quando um contaminante é introduzido na atmosfera sob 
a forma de partículas, ele será removido por deposição gravitacional, 
impacto e interceptação por objetos da superfície do solo ou ser car-
reado pela chuva.
Na fase gasosa, os mecanismos principais de remoção são: a ab-
sorção ou reação com objetos terrestres, a transferência para outros 
compartimentos ambientais e as reações químicas que acontecem na 
atmosfera. Estas reações podem consumir um contaminante e, even-
tualmente, produzir outro. Reações induzidas pela luz (fotólise) são de 
grande importância neste aspecto.
Na hidrosfera os processos podem envolver mecanismos físicos 
(p. ex. sorção e sedimentação), químicos/geoquímicos (p. ex. reações 
dependentes do pH e do potencial redox) ou biológicos, que podem 
ocorrer simultaneamente, interagindo um com o outro. De maneira ge-
ral estes processos são complexos.
No solo, pode ocorrer a degradação do contaminante por ação mi-
crobiana, degradação química, evaporação/volatilização, percolação, 
interações com o material do solo e absorção pela biota.
Alguns fatores podem infl uenciar na cinética dos contaminantes 
como, por exemplo:
• Solubilidade na água.
• Pressão de vapor.
• Fator de bioconcentração.
• Velocidade de transformação e de degradação.
• Densidade.
• Tamanho da partícula.
CAPÍTULO 3 – DINÂMICA, TRANSFORMAÇÃO E DESTINO... ►◄ 33
• Coefi ciente de partição de carbono orgânico (Koc).
• Coefi ciente de partição de octanol/água (Kow).
Também há fatores intrínsecos do local de estudo que infl uenciam 
no destino e no transporte dos contaminantes no ambiente. Cada local 
é único e deve ser avaliado de forma específi ca, a fi m de determinar 
as características que podem aumentar ou diminuir a migração dos 
contaminantes importantes.
Muitos destes fatores que afetam o transporte dependem das con-
dições climáticas e das características físicas do local. Por exemplo:
• Taxa de precipitação anual.
• Temperatura.
• Velocidade e direção dos ventos.
• Condições diurnas e estacionais.
• Características geomorfológicas.
• Características hidrogeológicas.
• Canais de águas superfi ciais.
• Características do solo.
• Cobertura do solo e características da vegetação.
• Flora e fauna.
• Obras públicas.
Um dos mecanismos mais importantes para a degradação de 
substâncias químicas no ambiente é a biodegradação. Este processo, 
embora efetivo, é de difícil avaliação porque os ambientes naturais são 
muito variados; o que difi culta sua transposição para o laboratório. 
Algumas substâncias são persistentes no ambiente; isto signifi ca que 
são resistentes à biodegradação. As substâncias persistentes, quando 
incorporadas à cadeia alimentar, podem ser bioconcentradas, bioacu-
muladas ou biomagnifi cadas.
A bioconcentração é o processo por meio do qual uma substância 
alcança, em um organismo, uma concentração mais elevada que aquela 
observada no ambiente ao qual este organismo está exposto. A bioacu-
mulação é o aumento progressivo na quantidade de uma substância 
química em um organismo ou parte dele e se deve ao fato de a taxa de 
absorção exceder à capacidade de eliminação orgânica. A biomagnifi -
34 ►◄