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Universidade Federal da Bahia Escola de Medicina Veterinária Mestrado em Medicina Veterinária Tropical Biomarcadores histológicos na avaliação de testes de toxicidade com o herbicida Roundup® em Piauçu (Leporinus macrocephalus) Ana Catarina Luscher Albinati Salvador - Bahia iii ANA CATARINA LUSCHER ALBINATI BIOMARCADORES HISTOLÓGICOS NA AVALIAÇÃO DE TESTES DE TOXICIDADE COM O HERBICIDA ROUNDUP® EM PIAUÇUS (Leporinus macrocephalus) Dissertação apresentada à Escola de Medicina Veterinária da Universidade Federal da Bahia, como requisito para a obtenção do título de Mestre em Medicina Veterinária Tropical, na área de Saúde Animal. Orientador: Prof. Dr. Eduardo Luiz Trindade Moreira Salvador – Bahia 2006 iv FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA DA EMV - UFBA A335 ALBINATI,Ana Catarina Luscher Biomarcadores histológicos na avaliação de testes de toxicidade com o herbicida Roundup® em piauçus (Leporinus macrocephalus)/Ana Catarina Luscher Albinati –Salvador:A.C.L.A.,2006 48p. Orientador: Eduardo Luiz Trindade Moreira Dissertação (Mestrado em Medicina Veterinária Tropical) –Universidade Federal da Bahia. Escola de Medicina Veterinária. CDD - 668654 1. Roundup® 2. Piauçu 3. Biomarcadores v BIOMARCADORES HISTOLÓGICOS NA AVALIAÇÃO DE TESTES DE TOXICIDADE COM O HERBICIDA ROUNDUP® EM PIAUÇUS (Leporinus macrocephalus) ANA CATARINA LUSCHER ALBINATI Dissertação defendida e aprovada para obtenção do grau de Mestre em Medicina Veterinária Tropical. Salvador, 18 de setembro de 2006. Comissão Examinadora: --------------------------------------------------------- Prof. Dr.Eduardo Luiz Trindade Moreira - UFBA Orientador --------------------------------------------------------- Profª. Drª Sílvia Lima Costa - UFBA --------------------------------------------------------- Prof. Dr. Fernando Leandro dos Santos - UFRPE vi Aos meus pais, Fátima e Ricardo e a Durval pelo amor que tenho a vocês. vii AGRADECIMENTOS Ao Professor Eduardo Luiz Trindade Moreira pela orientação, confiança e por ter aceitado o desafio de trabalhar com histopatologia de peixes. Ao Professor Ricardo Castelo Branco Albinati (Laboratório de Aqüicultura -UFBA), pela co- orientação e pela grande ajuda durante todo o experimento. Aos estagiários do Laboratório de Aqüicultura da UFBA: Gisele, Jaciane, Alessandra, Ézer e Vítor, pelo apoio e imensa ajuda nos experimentos. Ao Professor Jean Nunes dos Santos (Laboratório de Histopatologia- Odontologia –UFBA) por gentilmente ceder o laboratório para o processamento do nosso material e à funcionária Maria de Lourdes Silva Santos que, com boa vontade e competência, processou o material. Aos professores do Mestrado em Medicina Veterinária Tropical –UFBA, pelos ensinamentos. Aos funcionários do Mestrado em Medicina Veterinária Tropical – UFBA, pelos serviços prestados e dúvidas tiradas Aos colegas de mestrado, pelos anos de convívio e batalha. Aos Professores José Eugênio Guimarães e Maria Consuelo Caribe Ayres, do Mestrado em Medicina Veterinária Tropical –UFBA, pelo incentivo para usar parâmetros hematológicos e bioquímicos neste trabalho. Infelizmente o sangue não deu! A Professora Cláudia Martinez (Laboratório de Ecofisiologia -UEL), que me acolheu mesmo sem me conhecer, me dando a grande oportunidade de conhecer a área de ecotoxicologia. Aos amigos do Laboratório de Ecofisiologia da UEL, que mesmo distante sempre me apoiaram. viii À amiga Marina Camargo, pelos trabalhos que me enviou por correio e a Vivian Langiano, pelo envio de sua dissertação, tão úteis neste trabalho. Ao Programa Proces e à Capes pelas bolsas concedidas. A Duca, que mesmo estando distante por dois anos, me apoiou em todos os momentos; e é claro por todo o amor e companheirismo. Ao meu pai Ricardo e minha mãe Fátima, por serem as pessoas maravilhosas que são e pelo incentivo, apoio, disposição a ajudar e carinho sempre concedidos. Aos meus irmãos, Mariana e Gabriel, pelo incentivo e carinho. Ao meu sobrinho Matheus, que nos traz tanta alegria. À família Baraúna pelo apoio e carinho. Aos amigos de sempre. Aos peixes, que contribuíram (mesmo que de forma impositiva) com suas vidas para a realização desse trabalho, meu agradecimento e minhas desculpas. A DEUS, por tudo isso e muito mais! ix ÍNDICE página RESUMO .................................................................................................................... x SUMMARY................................................................................................................... xi 1 INTRODUÇÃO GERAL.......................................................................................... 1 2. REVISÃO DE LITERATURA................................................................................ 4 2.1 O glifosato.............................................................................................................. 4 2.2 Biomarcadores histopatológicos............................................................................ 9 2.3 Testes de toxicidade .............................................................................................. 13 3 ARTIGOS CIENTÍFICOS........................................................................................ 17 Toxicidade aguda do herbicida Roundup® para piauçu (Leporinus macrocephalus) 18 Avaliação de biomarcadores histológicos para estudo de toxicidade crônica pelo Roundup® em piauçu (Leporinus macrocephalus)....................................................... 29 4 CONSIDERAÇÕES GERAIS...................................................................................... 42 5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...................................................................... 43 x ALBINATI, A.C.L. Biomarcadores histológicos na avaliação de testes de toxicidade com o herbicida Roundup® em piauçus (Leporinus macrocephalus). Salvador, Bahia, 2006 48p. Dissertação (Mestrado em Medicina Veterinária Tropical) – Escola de Medicina Veterinária, Universidade Federal da Bahia, 2003. RESUMO O Roundup® (glifosato) é um herbicida amplamente utilizado tanto em áreas agrícolas como não agrícolas em todo o mundo. Apresenta propriedades muito características e diferentes da maioria dos pesticidas, o que dificulta o monitoramento em amostras ambientais. A exposição ambiental pode ocorrer por causa da deposição devido à derivae por lançamento acidental. O presente estudo objetivou avaliar a toxicidade aguda do herbicida Roundup® sobre o Piauçu (Leporinus macrocephalus), identificando a CL50 para a espécie e avaliando alterações hepáticas em peixes expostos a doses abaixo da CL50 do Roundup® por 96 horas. Além disso, objetivou também avaliar o uso de brânquias, fígado e rins como biomarcadores histológicos em ensaio de toxicidade crônica do herbicida em Piauçu. As concentrações testadas no teste agudo foram: 6,67; 13,33; 20,00; 26,67; e 33,33 ppm do Roundup® e a CL50 encontrada foi de 15,8 ppm do produto comercial, sendo considerado pouco tóxico de acordo com a classificação do IBAMA. No entanto, mesmo em concentrações abaixo da CL50, o herbicida foi capaz de causar danos ao fígado dos peixes expostos agudamente. No teste de toxicidade crônica, os peixes foram expostos à concentração de 1,58 ppm do herbicida Roundup®, equivalente a 1/10 da CL50, por 28 dias e avaliados nos dias 0, 14 e 28. Dentre as alterações observadas, hemorragia e necrose hepática e congestão renal apresentaram diferenças estatisticamente significantes entre os animais expostos e os não expostos. Apesar de não significativas, outras alterações também puderam ser observadas nos três órgãos avaliados. Dentre os órgãos usados como biomarcadores histológicos neste trabalho, o fígado foi o que apresentou os melhores resultados, seguido pelo rim. Palavras-chave – Biomarcadores, Roundup®, Piauçu. xi ALBINATI, A.C.L. Histological biomarkers in assesssment of toxicity tests with Roundup® herbicide in piauçus (Leporinus macrocephalus). Salvador, Bahia, 2006 48p. Dissertation (Master of Science in Tropical Veterinary Medicine) – School of Veterinary Medicine, Federal University of Bahia, 2006. SUMMARY Roundup® (glifosato) is an widely used herbicide in such a way in agricultural areas as not agricultural in the whole world. It presents characteristic proprieties and different of the majority of pesticides, what makes difficult of monitoring in ambient samples. The ambient exposition can occur because of deposition due to drift and accidental launching. The present study objectified to evaluate the acute toxicity of the herbicide Roundup® to Piauçu (Leporinus macrocephalus), identifying the CL50 for the species and evaluating hepatics changes in fish exposed to concentrantions below of CL50 of the Roundup® for 96 hours. Moreover, it also objectified to evaluate the use of gills, liver and kidneys as histological biomarkers in assay of chronic toxicity of the herbicide in Piauçu. The concentrations tested in the acute test had been: 6,67; 13,33; 20,00; 26,67; e 33,33 ppm of the Roundup® and the CL50 founded was 15,8 ppm of commercial product, being considered little toxic in accordance with the classification of the IBAMA. However, concentrations below of the CL50 were able to acutely cause damages to the liver of the exposed fish. In chronic test fish were exposed to 1/10 of the CL50 per 28 days and assessed at day 0, 14 and 28. Amongst the observed changes, congestion, hemorrhage and hepatic necrosis and renal congestion had been presented statistics significant differences between the exposed animals and not exposed. Although not significant, other alterations could also have been observed in the evaluated organs. Amongst organs used as histological biomarkers in this work, liver presented the best ones resulted, followed by kidney. Keywords: Biomarcadores, Roundup®, Piauçu. 1 1 INTRODUÇÃO GERAL Aproximadamente 75% da superfície do planeta é coberta por água. A maior parte dessa água, cerca de 97,3% é salgada e está contida nos oceanos, somente o restante é água doce. Do volume total de água doce disponível no planeta, 75% está distribuído principalmente nos pólos, na forma de gelo e geleiras, e 23% constitui água subterrânea. Assim, apenas uma pequena quantidade da água doce (2%) está distribuída nos rios e lagos. Essa água representa, portanto, um recurso escasso essencial à vida e encontra-se muito comprometido em conseqüência da sua contaminação resultante das atividades humanas (MARTINEZ; CÓLUS, 2002). No Brasil, um dos países mais ricos em água doce do planeta, o desperdício e a má gestão da qualidade da água são alarmantes. Na agricultura brasileira em cerca de 93% dos quase três milhões de hectares irrigados, ainda se utilizam métodos que eram usados pelos egípcios, há 3.500 anos a.C., como o espalhamento superficial (REBOUÇAS, 2002), o que agrava mais ainda com o uso indiscriminado de pesticidas, que vêm afetar a qualidade da água, em seu retorno aos aqüíferos subterrâneos ou ao leito dos rios. Existem centenas, talvez milhares de poluentes que afetam o ambiente aquático e cujos efeitos são preocupantes. Esse número cresce anualmente, considerando-se que novos compostos e formulações são sintetizados. A poluição aquática está comumente associada à descarga de efluentes domésticos, industriais ou agrícolas. Em áreas agrícolas, a lixiviação de águas superficiais e a infiltração da água intersticial para rios e lagos podem introduzir nutrientes (a partir de fertilizantes) e agrotóxicos, em quantidades substanciais, nesses corpos d’água. Os efeitos deste tipo de poluição podem ser sérios, mas freqüentemente são menos óbvios que aqueles de poluição originada em focos pontuais (MARTINEZ;CÓLUS, 2002). Uma das questões mais importantes em relação à utilização de agentes tóxicos nos trópicos refere-se ao uso indiscriminado de agroquímicos. A agroindústria brasileira utiliza uma ampla variedade de fungicidas, herbicidas e inseticidas, incluindo alguns que já foram proibidos em 2 outros países (MARTINEZ; CÓLUS, 2002). No modelo agrícola atual, os agrotóxicos são tidos como indispensáveis, sendo também um dos principais poluentes químicos que se difundem pelo planeta (GRISOLIA, 2005). A maioria dos problemas ambientais de atual interesse são atribuídos à produção e liberação de compostos químicos tóxicos, capazes de interagir com o ambiente e desequilibrar o ecossistema. Atualmente, muitos pesticidas são considerados seletivos e por isso têm sido intensivamente usados para destruir plantas daninhas, especialmente na agricultura. (ABDELGHANI et al., 1997). O consumo de herbicidas no Brasil cresceu 540% entre 1978 e 1998 (MINISTÉRIO DO DESENVOLVIMENTO AGRÁRIO, 2006a), e desde 1994, os herbicidas dominam o mercado no Brasil, ultrapassando a 50% das vendas de agrotóxicos (GRISOLIA, 2005). A questão dos agrotóxicos no Brasil vem se tornando cada vez mais dramática, principalmente no que concerne à pressão das multinacionais sobre a Agência Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA) para a liberação de alguns produtos e/ou aumento de seu Limite Máximo de Resíduo (LMR). Em fevereiro de 2004, a Resolução nº 33 da Anvisa aumentou em 50 vezes o LMR do glifosato, de 0,2 para 10,0 mg/kg (MINISTÉRIO DO DESENVOLVIMENTO AGRÁRIO, 2006 b). O glifosato é um herbicida pós-emergente, orgânico e não-seletivo que é usado tanto em áreas agrícolas como não agrícolas em todo o mundo. É aplicado em várias culturas com várias formulações comerciais. A principal formulação é o Roundup® da empresa Monsanto. As taxas de aplicação recomendadas não excedem 5,8kg de ingrediente ativo por hectare e são dependentes do tipo de uso. A exposição ambiental pode ocorrer por causa da deposição devido à deriva e lançamento acidental (WHO, 1994). Com a implementação dos transgênicos, resistentes a herbicidas, o glifosato tornou-se produto imprescindível para a agricultura. Na Argentina o consumo era de 1 milhão de litrosno início dos anos 90 e saltou para 150 milhões de litros. No Brasil, as estimativas são de que os 3 organismos geneticamente modificados (OGMs) poderão ocupar de 50% a 60% das lavouras de soja, resultando num consumo 46% maior de glifosato, chegando a 190 milhões de litros por ano. O consumo de herbicidas nas lavouras de soja transgênica nos Estados Unidos também tem aumentado: em 1996 eram consumidos 154 gramas de herbicida por hectare nas lavouras transgênicas e em 2004 o consumo alcançou 265 gramas/ha (CUNHA, 2005). Alguns herbicidas são autorizados para controle de plantas aquáticas invasoras em lagoas e canais. No entanto, o próprio manuseio e uso de herbicidas em áreas aquáticas são especialmente criticadas, pois derramamentos acidentais e superdosagens podem matar ou reduzir a população de peixes ou ainda, causar outros danos ao ambiente (JIRAUNGKOORSKUL et al., 2003). No Brasil não existe nenhum herbicida a base de glifosato que esteja registrado no Ministério da Agricultura para utilização no combate a plantas aquáticas invasoras, porém em vários países o uso do glifosato para esta finalidade é permitido. Entre os contaminantes aquáticos decorrentes das atividades antropogênicas, os agrotóxicos são os mais perigosos, justamente pelo fato de terem sido concebidos para eliminar alguma forma de vida e por isso atingirem também de modo letal espécies não-alvo. Muitas vezes, mesmo em concentrações aquáticas não letais, afetam a estrutura e a função das comunidades naturais. Na água, os agrotóxicos provocam impactos em múltiplos níveis, incluindo moléculas, tecidos, órgãos, indivíduos, populações e comunidades (GRISOLIA, 2005). O Brasil, com suas dimensões continentais, diferenças geográficas regionais e magnitude dos problemas de poluição, precisa desenvolver sua tecnologia de redes de monitoramento de qualidade de água e reconhecer a importância desse investimento (BRAGA et al., 2002). Neste contexto, visando proporcionar mais informações sobre biomarcadores histológicos, como ferramenta para o monitoramento da qualidade da água e do meio ambiente, tendo como foco os riscos de contaminação com resíduos de agroquímicos, o presente trabalho, teve o objetivo de avaliar biomarcadores histológicos em piauçus, espécie nativa do Brasil, expostos ao herbicida Roundup®. 4 2 REVISÃO DE LITERATURA 2.1 O glifosato O glifosato é um herbicida do grupo dos fosfonatos, os quais são compostos estruturalmente similares aos organofosforados, exceto pelo fato da substituição de um oxigênio dos quatro que rodeiam o fósforo por um grupo orgânico, no caso do glifosato, o grupo orgânico é o aminoácido simples chamado glicina (BAIRD, 2002). É um herbicida pós-emergente classificado como não-seletivo e de ação sistêmica. Apresenta largo espectro de ação, o que possibilita um excelente controle de plantas daninhas anuais ou perenes, tanto de folhas largas como estreitas. (GALLI ;MONTEZUMA, 2005). Na agricultura são amplamente utilizados em culturas geneticamente modificadas tolerantes ao herbicida, mas são também usados em jardins, quintais e outras áreas não-agrícolas (COX, 2004). O glifosato é um ácido orgânico fraco constituído de uma glicina e metade de fosfometil. A fórmula molecular é C3H8NO5P. Glifosato é usualmente formulado como um sal de ácido de glifosato deprotonado e um cátion, como isopropilamina ou trimetilsulfonio. O grau de pureza do glifosato técnico é geralmente 90% e se apresenta como um pó branco cristalino inodoro com densidade específica de 1.704, pressão de vapor muito baixa e uma alta solubilidade em água. Devido as suas características iônicas e sua alta solubilidade em água, o glifosato não se bioacumula, fato, aliás, já confirmado em vários experimentos com peixes, crustáceos e moluscos (WHO,1994). A propriedade herbicida dessa molécula foi descoberta pela Monsanto em 1970 e a primeira formulação comercial foi lançada nos Estados Unidos em 1974, com o nome comercial de Roundup®. Hoje ela é utilizada em mais de 130 países, sendo aplicada para controle de plantas daninhas nas áreas agrícolas, industriais, florestais, residenciais e ambientes aquáticos, de acordo com os registros obtidos em cada país. O glifosato é uma das moléculas mais eficientes já introduzidas no mercado para controle de plantas daninhas e por isso seu uso 5 continua em expansão em todas as principais áreas agrícolas do mundo (GALLI;MONTEZUMA, 2005). As contaminações de recursos hídricos ocorrem mais freqüentemente por carreamento pelo solo, após aplicação e a ocorrência de chuvas, pela lavagem dos tanques de pulverização, por deriva após aplicação aérea (GRISOLIA, 2005), além de lançamento acidental (WHO,1994). O glifosato pode entrar em contato com águas superficiais através de três rotas: aplicação direta sobre vegetação aquática, ligado a partículas de solo arrastadas de campos tratados, ou por meio de derivação de áreas tratadas próximas a corpos d’água. Das aplicações terrestres, é esperado que uma pequena quantidade do glifosato aplicado possa entrar em contato com águas superficiais através de escoamento (MONSANTO, 2003). Os processos mais importantes de dissipação que podem estar envolvidos após aplicação de glifosato são a complexação em água com íons Ca+2 e Mg+2, a sorção para sedimento, a presença de partículas em suspensão na água e no solo, a fotodegradação em água e a retirada pelas plantas e biodegradação. O glifosato dissipa na água com valores de DT50 (dissipação) variando de poucos dias a mais de 91 dias. Sedimento e partículas em suspensão são tidas como os principais depósitos. O tempo requerido para que ocorra 50% de biodegradação do glifosato em todo o sistema de um teste com água e sedimento é superior a 14 dias sob condições aeróbicas e de 14-22 dias sob condições aneróbicas no laboratório. O principal metabólito no solo e na água é o ácido aminometilfosfônico (AMPA). A determinação do glifosato é geralmente trabalhosa, complexa e cara (WHO,1994). Resíduos de glifosato na água, resultantes de escoamento, são tipicamente sazonais e dissipam-se com o tempo. Em lagos ou riachos, o glifosato irá permanecer ligado a partículas de solo e sedimento, os quais serão filtrados por plantas ou assentados no fundo de corpos d’água. No sedimento, o glifosato é degradado com o tempo pelos microorganismos (MONSANTO, 2003). A principal rota de degradação do glifosato são os microrganismos do solo e da água (por processos aeróbicos e anaeróbicos), que o decompõem em compostos naturais. Uma característica importante do glifosato é a sua capacidade de ser adsorvido pelas partículas de solo e permanecer inativo até sua completa degradação. O glifosato é rapidamente degradado por microrganismos do solo, sendo que sua meia-vida média é de 32 dias (GALLI ; MONTEZUMA, 2005). 6 Estudos de contaminação de águas pelo glifosato são limitados, porém novos resultados indicam que riachos podem ser comumente contaminados tanto em áreas agrícolas como urbanas (COX, 2004). É difícil mensurar precisamente a quantidade de herbicida que é largada como resíduo e que pode entrar em corpos d’água próximos por escoamento. As concentrações finais na água irão depender de diversos fatores, incluindo o nível inicial de herbicida aplicado, suas propriedades físicas e químicas, condições metereológicas, características do solo e localização do corpo d’água, considerando o ponto de aplicação do herbicida (ABDELGHANI et al., 1997). Smith et al.(1996) encontraram níveis de glifosato em uma subestação elétrica no Canadá após aplicação de uma solução de Roundup®. O maior pico (0.045mg/L) foi encontrado após 7 semanas da primeira aplicação e 3 semanas após a segunda aplicação. O nível encontrado foi considerado seguro, uma vez que se encontra abaixo da concentração máxima aceitável para águas no Canadá. No Brasil, a presença do herbicida glifosato e do seu metabólito AMPA, foi detectada nas águas superficiais da microbacia Arroio Passo do Pilão, no Rio Grande do Sul, principalmente em pontos próximos às áreas de intenso cultivo. Em um dos pontos avaliados foi encontrada uma concentração acima de 100 ppb, aos 60 dias após a aplicação do produto. As concentrações detectadas foram todas abaixo dos limites de concentrações máximas permitidas para o produto pela legislação brasileira (SILVA et al., 2003). MATTOS et al. (2002) detectaram, em lavoura rizícola no sul do Rio Grande do Sul, a presença de Glifosato e de AMPA em amostras obtidas de águas superficiais, em concentrações abaixo do limite máximo permitido para água de consumo humano pela legislação brasileira (500 ppb) (BRASIL, 2001). Até o início de 2005, quando vigorava a Resolução nº 20 de 18 de junho de 1986 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), que classificava as águas e definia limites máximos de resíduos estabelecidos para alguns compostos, não eram citados muitos compostos de ampla utilização no Brasil, inclusive o glifosato (AMARANTE Jr. et al., 2002). Somente em 2005, a Resolução de nº 357 de 17 de março de 2005 do CONAMA traz referências ao glifosato, considerando como o máximo valor aceitável 65μg/L em águas doces 7 de classe I e 280μg/L em águas doces de classe III (BRASIL, 2005). Na Portaria de número 1469 de dezembro de 2000 do Ministério da Saúde, que aprova a Norma de Qualidade da Água para Consumo Humano, foi estabelecido o valor máximo permitido de 500 μg/L de glifosato (BRASIL, 2001). Aspectos relacionados à toxicologia, ecotoxicologia, facilidade de manuseio, eficácia de controle, ganhos de produtividade e outros aspectos tornaram o produto líder mundial no controle de plantas daninhas. Embora o glifosato venha sendo utilizado no Brasil desde 1978 em numerosas condições de agricultura, áreas urbanas, manutenção de estradas e ferrovias, envolvendo inúmeras formulações comerciais, produzidas por empresas em diferentes níveis tecnológicos, até o momento não há evidências cientificamente comprovadas de impactos importantes ao ambiente (PITELLI, 2005). Segundo trabalho de revisão realizado por COX (2004), o glifosato e herbicidas contendo glifosato causaram danos genéticos, em testes de laboratório, a células humanas, assim como em testes com animais de laboratório. Estudos com fazendeiros e outras pessoas expostas ao herbicida glifosato, tem demonstrado que essas exposições estão ligadas a um aumento do risco de câncer tipo linfoma não-Hodgkin’s, aborto e déficit de atenção. Existem também, evidências laboratoriais que o glifosato possa reduzir a produção de hormônios sexuais. Sintomas de exposição ao glifosato incluem irritação e ardor nos olhos, visão nublada, erupções, ardor ou prurido na pele, náusea, irritação na garganta, asma e dificuldade respiratória, dor de cabeça, letargia, sangramento no nariz e tontura. O glifosato causa danos genéticos e no sistema imune de peixes e em sapos causa alterações genéticas e desenvolvimento anormal (COX, 2004). Alguns trabalhos têm relatado danos à saúde de peixes quando expostos ao glifosato; respostas bioquímicas e histopatológicas foram encontradas em carpas (Cyprinus carpio) (NESKOVIC et al., 1996), em bagres (Rhamdia hilarii) (RIGOLIN-SÁ, 1999), em tilápias do Nilo (Oreochromis niloticus) (JIRAUNGKOORSKUl et al., 2002, 2003) e em curimbatás (Prochilodus lineatus) (LANGIANO, 2006); alterações ultraestruturais em hepatócitos de carpas (Cyprinus carpio) (SZAREK et al.,2000); imunossupressão em Tilapia nilótica (EL- 8 GENDY et al., 1998); genotoxicidade em Tilapia rendalli (GRISOLIA, 2002) e diminuição do crescimento em piavas (Leporinus obtusidens) (LAZARI et al.,2004). O glifosato é um herbicida que apresenta propriedades muito características e diferentes da maioria dos pesticidas, o que dificulta o monitoramento em amostras ambientais, entretanto inúmeros trabalhos têm sido realizados em função de sua ampla utilização. Por ter propriedades herbicidas de amplo espectro, ser sistêmico e pouco tóxico a animais, tornou-se o mais utilizado no mundo, aumentando a necessidade de implementação de programas de monitoramento (AMARANTE Jr. et al., 2002). No Brasil, existem registrados no Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento, 35 produtos comerciais à base do ingrediente ativo glifosato e uso autorizado para 21 diferentes culturas, além de pastagens. Os produtos registrados apresentam classificação toxicológica que variam de II a IV e classe ambiental de II a III (AGROFIT, 2006). No ano 2000, mais de 150 marcas comerciais já eram vendidas em 119 países. No Brasil, há mais de 25 marcas disponíveis comercializadas por cerca de 18 empresas nacionais e multinacionais (GALLI e MONTEZUMA, 2005). O Roundup® é a principal formulação do glifosato, utilizando surfactantes polietoxilados. A toxicidade aguda desse surfactante é mais alta que o próprio ingrediente ativo. Com relação a contaminação aquática, a preocupação ocorre com os componentes das formulações, especialmente os surfactantes. O Roundup® pode ser até trinta vezes mais tóxico aos peixes que o produto técnico glifosato, justamente por causa dos componentes “inertes” de suas formulações, as quais são utilizadas a campo. Muitas vezes, esses componentes são os responsáveis pela contaminação do homem e do meio ambiente, mais que o próprio glifosato (GRISOLIA, 2005). No Brasil, a linha Roundup® de herbicidas à base de glifosato da Monsanto encontra-se devidamente registrada no Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento – MAPA para fins agrícolas e no Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis – IBAMA do Ministério do Meio Ambiente para fins não agrícolas. Os registros são concedidos com base nas avaliações agronômicas, toxicológicas e ambientais realizadas pelo 9 MAPA, Agência Nacional de Vigilância Sanitária – ANVISA do Ministério da Saúde e IBAMA, respectivamente, em conformidade com a Lei no 7.802, de 11 de julho de 1989, regulamentada pelo Decreto no 98.816, de 11 de janeiro de 1990, este substituído pelo Decreto no 4.074, de 4 de janeiro de 2002 e Portarias e Instruções Normativas pertinentes (GALLI e MONTEZUMA, 2005). O Roundup® Original é registrado no Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento, sob número 00898793 e na sua composição estão presentes 480g/L de sal de isopropilamina de N-(fosfometil) glicina, 360g/L de equivalente ácido de N-(fosfometil) glicina (Glifosate) e 684g/L de ingredientes inertes. É um produto de classe toxicológica IV – pouco tóxico e classe III – perigoso ao meio ambiente. (AGROFIT, 2006). 2.2 Biomarcadores histológicos A capacidade de um pesticida causar danos aos peixes e a outros animais aquáticos está ligada à sua toxicidade, tempo de exposição, dose e persistência no ambiente. Nem todos os pesticidas provocam morte imediata dos peixes e doses subletais podem causar mudanças comportamentais, perda de peso, queda na resistência a temperaturas extremas e redução da resposta imunológica, dentre outros problemas (HELFRICH et al., 1996). As alterações biológicas que expressam a exposição e os efeitos tóxicos dos poluentes presentes no ambiente podem ser usadas para identificar sinais iniciais de danos aos peixes, sugerir as relações de causa-efeito entre aexposição aos contaminantes e os efeitos observados no organismo e documentar os efeitos integrados do estresse químico nos peixes, atuando como biomarcadores da contaminação aquática. Estes biomarcadores são excelentes ferramentas para monitorar a saúde do ecossistema aquático e têm sido incluídos em vários programas de monitoramento ambiental (WALKER et al, 1996). Os contaminantes podem manifestar seus efeitos nos peixes em vários níveis de organização como: alterações estruturais em órgãos e tecidos, transtornos fisiológicos e modificações que podem prejudicar o crescimento e a reprodução (ADAMS, 1990). 10 Um biomarcador é definido como alterações biológicas (molecular, celular ou fisiológica) em resposta a mudanças ambientais, que podem estar relacionadas à exposição ou a efeitos tóxicos de químicos ambientais, ou seja, biomarcadores são respostas biológicas a um químico ambiental no organismo como todo ou parte dele, demonstrando um desequilíbrio da homeostasia (PEAKALL, 1994). Assim, o uso mais comum do termo biomarcador está relacionado a parâmetros bioquímicos, fisiológicos ou histológicos, tanto de exposição, quanto de efeito de xenobióticos, em nível de organismo ou mesmo de partes dele (BERNET et al., 1999). Os biomarcadores representam medidas de efeito, os quais podem estar relacionados à presença de agentes químicos ambientais, sendo utilizados como uma forma de interpretação de níveis ambientais de poluentes em termos biológicos (HOPKIN et al.,2005). A presença de um composto xenobiótico por si só, não indica efeitos danosos, portanto conexões devem ser estabelecidas entre a presença do poluente e seus efeitos deletérios sobre o ecossistema (PAMPANIN, 2006). A justificativa para o uso de biomarcadores é expressa pelo fornecimento de informações sobre efeitos biológicos de poluentes em vez de uma mera quantificação de seus níveis ambientais (van der OOST et al., 2003). Em ambientes aquáticos degradados, principalmente onde ocorrem poluentes em níveis subletais e crônicos, as mudanças estruturais e funcionais nos organismos aquáticos ocorrem mais freqüentemente do que mortalidade em massa, e isto justifica a utilização da análise morfológica de órgãos como um dos métodos para avaliar o efeito de poluentes sobre peixes (POLEKSIC; MITROVIC-TUTUNDZIC, 1993). Os biomarcadores histopatológicos são preciosos como indicadores de saúde geral de peixes, pois refletem os efeitos de exposição a uma variedade de poluentes antropogênicos (van der OOST et al., 2003). Alterações histológicas em tecidos de peixes constituem ferramentas sensíveis para detectar os efeitos tóxicos diretos de compostos químicos em órgãos-alvo e, portanto, são indicadores 11 potentes da exposição prévia a estressores ambientais (HINTON et al, 1992; SCHWAIGER, et al., 1997). A histopatologia traduz a lesão integrada em função da duração e intensidade da exposição sofrida e a capacidade adaptativa de um determinado tecido (FERREIRA, 2004). Bernet et al. (1999) afirmam que a exposição de peixes a agentes químicos ambientais pode induzir lesões em diferentes órgãos e cita, dentre os considerados mais importantes como biomarcadores, as brânquias, o fígado e os rins. As brânquias de peixes atuam como interface entre o animal e o seu ambiente e constituem o sítio de absorção e de eliminação de contaminantes, além de atuar na detoxificação e no metabolismo de alguns agentes tóxicos (MARTINEZ; CÓLUS, 2002). Mudanças estruturais em brânquias de peixes podem ser usadas para monitoramento de efeitos subletais e crônicos de poluentes. Este pode ser um método relativamente sensível para estimar efeitos nocivos de diferentes concentrações de um poluente específico e prejuízos a longo prazo para peixes expostos a diferentes níveis por um período limitado (POLEKSIC et al., 1994). As brânquias exercem funções vitais como respiração, osmoregulação e excreção, seu permanente contato com o ambiente aquático e sua grande superfície pouco protegida são as maiores razões para a sensibilidade particular deste órgão (POLEKSIC et al.,1994). No entanto, para Wood (2001), a maioria das lesões branquiais é mais severa nas exposições agudas letais do que nas crônicas subletais, sendo lesões não-específicas e não relacionadas a algum tipo específico de agente tóxico. Portanto, segundo o mesmo autor, as mudanças estruturais nas brânquias, embora indiquem um dano, não são uma boa ferramenta para afirmar que o agente tóxico é o causador dos danos. O fígado é considerado o principal órgão responsável pelo metabolismo das substâncias químicas, por meio de diferentes reações e processos enzimáticos. No processo de biotransformação, a toxicidade de compostos químicos pode ser alterada pelos mecanismos de detoxificação, originando muitas vezes, metabólitos mais tóxicos que o produto de origem. O fígado é um dos órgãos que tendem a concentrar as substâncias tóxicas em níveis superiores aos da corrente sanguínea. No homem, os efeitos das substâncias hepatotóxicas incluem o 12 aumento de volume do órgão, a necrose, a infiltração linfocítica, a fibrose, a cirrose, além das alterações granulomatosas, e o câncer (PEDROZO et al., 2002 ). Análises histológicas em órgãos de peixes, especialmente o fígado, mostraram ser uma ferramenta sensível para avaliar tanto processos adaptativos quanto efeitos prejudiciais induzidos por poluentes orgânicos. O fígado de peixes é considerado o mais importante sítio anatômico de armazenamento, biotransformação e excreção de pesticidas (CENGIZ E UNLU, 2006). Em nível mundial, estudos intensivos e detalhados de lesões hepáticas representam os exemplos mais convincentes de relação causal entre doenças em peixes e poluição do ambiente aquático (van der OOST et al., 2003). A disfunção hepática é uma resposta comum a agentes químicos e dentre uma variedade de biomarcadores disponíveis encontram-se as alterações histológicas (TIMBRELL, 1998). A função dos rins dos teleósteos na osmoregulação, síntese de cortisol e eliminação de resíduos pode ser afetada por dano celular induzido por agentes tóxicos. Uma diminuição na eficiência de qualquer um desses processos renais pode sucessivamente, ter um significante efeito no crescimento, reprodução e sobrevivência dos indivíduos expostos. Portanto, o rim de peixes pode ser um importante órgão-alvo de ação tóxica para alguns xenobióticos, sendo que a maioria das descrições de nefrotoxicidade em peixes tem focado alterações histológicas e enzimáticas (LARSEN E PERKINS Jr., 2001). É sabido que o tecido renal passa por alta variação estrutural quando exposto a situações específicas, na tentativa de reorganização, e alterações morfológicas renais podem induzir mudanças no sistema de defesa, prejudicando a homeostase e saúde do animal (VEIGA et al., 2002). O rim, assim como o fígado, é também um dos órgãos que tendem a acumular as substâncias tóxicas em concentrações superiores aos da corrente sanguínea, em função do alto grau de vascularização e importância fisiológica e toxicocinética (PEDROZO et al., 2002 ). Deste modo, as brânquias são marcadores primários para poluição aquática, pois exibem grande superfície que estão direta e permanentemente em contato com potenciais irritantes. O fígado desempenha um papel-chave no metabolismo e conseqüentemente na excreção de 13 xenobióticos e o rim é importante para manutenção do ambiente interno estável quanto à água e sal, excreção e parcialmente para o metabolismo de xenobióticos (BERNET et al., 1999). O uso de biomarcadores na toxicologia ambiental é inestimável. Em termos ecotoxicológicos,biomarcadores seriam mais valiosos se eles pudessem ser relacionados a efeitos adversos individuais tão bem quanto efeitos populacionais e ecossistêmicos (EASON, 2002). 2.3 Testes de toxicidade A avaliação do impacto do uso de agrotóxicos sobre organismos não-alvo é realizada por meio de um elenco de testes. São considerados, em tais testes, organismos representativos dos principais grupos que sofrem a ação tóxica desses compostos, como pequenos mamíferos e pássaros, microorganismos do solo, insetos polinizadores, como as abelhas e as vespas, e organismos aquáticos, como peixes, zooplâncton, fitoplâncton e microcrustáceos (GRISOLIA, 2005). A base dos estudos de Toxicologia Aquática é formada pelo desenvolvimento principalmente de dois testes experimentais, os de toxicidade aguda e o de toxicidade crônica (LOMBARDI, 2004). Para adquirir conhecimentos sobre os efeitos dos agentes químicos para a biota aquática, têm sido utilizados testes de toxicidade com organismos de águas continentais, estuarinas e marinhas, em condições laboratoriais e/ou de campo. Esses testes possibilitam estabelecer limites permissíveis para várias substâncias químicas e, ainda, avaliar o impacto de misturas de poluentes sobre os organismos aquáticos dos corpos hídricos receptores (BERTOLETTI, 1990). Os testes de toxicidade para peixes surgiu primeiramente na Grã-Bretanha nas décadas de 1920 e 1930, onde os peixes eram expostos a águas de drenagem de minas de chumbo e zinco. Na década de 1940 surgiram os primeiros estudos recomendando o uso de testes com peixes para avaliar a toxicidade de despejos industriais. Somente na década de 1960, os testes 14 de toxicidade aguda foram padronizados dentro de metodologias em Toxicologia Aquática (BERTOLETTI, 1990). Segundo Rand e Petrocelli (1985), a caracterização dos efeitos tóxicos de substâncias químicas e de outras substâncias antropogênicas nos organismos aquáticos pode se dar pela mortalidade (efeito letal), por alterações no crescimento, no desenvolvimento e na reprodução e pela presença de fenômenos patológicos, bioquímicos e fisiológicos (efeitos subletais). De acordo com esses mesmos autores, pode-se encontrar, sob a denominação de bioensaios, diversas modalidades de testes, como teste de toxicidade aguda, de toxicidade crônica, de biodegradação e de bioacumulação, além dos testes subletais, que podem ser resumidos em três grupos básicos: bioquímicos / fisiológicos, histológicos e comportamentais. Os testes de toxicidade aguda proporcionam rápidas respostas na estimativa dos efeitos letais de um agente tóxico sobre organismos aquáticos. Compreendem análises experimentais de curta duração (24-96 horas), que visam determinar a concentração letal média (CL50), que é definida como a concentração do agente tóxico que causa mortalidade de 50% na população dos organismos submetidos ao teste. O índice exato de 50% de mortalidade dificilmente pode ser atribuído com precisão a uma determinada concentração testada, este valor deve ser estimado através de análise gráfica da curva de mortalidade e/ou, principalmente, através de métodos estatísticos desenvolvidos para isso. Os testes de toxicidade crônica simulam a situação ambiental na qual o organismo é exposto, durante longos períodos de tempo, a baixas concentrações de um agente tóxico (LOMBARDI, 2004). Para os testes de toxicidade aguda existem três tipos de sistema: sistema estático, onde não há renovação da solução teste; sistema semi-estático, com renovação periódica da solução; e o sistema de fluxo contínuo, com renovação contínua da solução teste (MACHADO, 1999). Os testes de toxicidade aguda geram dados que servem de base para a elaboração de outros estudos subseqüentes, como os testes de toxicidade crônica e avaliações de risco ecotoxicológico. Os testes de toxicidade crônica são experimentos de longa duração para o estudo de efeitos não letais de agentes tóxicos, que são geralmente avaliados através de 15 exposições prolongadas dos organismos a concentrações subletais. Os testes de toxicidade crônica em peixes geralmente abordam apenas uma fase do ciclo de vida que pode variar de sete dias a meses (LOMBARDI, 2004). No Quadro 1 observa-se uma classificação dos agrotóxicos, segundo a CL50 para organismos aquáticos, elaborado por consultores do Ibama e apresentado por Machado (1999). Quadro 1. Classificação dos agrotóxicos de acordo com a CL50 para organismos aquáticos Fonte: Machado, 1999. No Quadro 2 podem-se observar diversos trabalhos com determinação da CL50 do glifosato para diferentes espécies de peixes, com diferentes formulações comerciais, tipos de sistema de bioensaio, qualidade da água, dentre outros fatores. Observa-se a pequena presença de trabalhos realizados com espécies de peixes nativos do Brasil. De acordo com os dados apresentados no Quadro 2, nota-se uma toxicidade aparentemente maior do produto Roundup® em relação ao Rodeo® e ao produto técnico glifosato, fato confirmado por Mitchel et al. (1987) que encontrou em salmonídeos uma maior toxicidade do Roundup® em relação ao Rodeo®. Em todos os trabalhos apresentados o Roundup® pode ser classificado segundo as normas do Ibama como produto pouco tóxico e o Rodeo® como praticamente não tóxico. Animais jovens parecem também ter uma sensibilidade maior, como demonstrado por Jiraungkoorskul et al.(2002). CL50(PPM) FATOR CLASSIFICAÇÃO >100 4 Praticamente não tóxico 10 - 100 3 Pouco tóxico 0,1 - 10 2 Moderadamente tóxico < 0,1 1 Altamente tóxico 16 Quadro 2. CL50 de produtos a base de glifosato para diferentes espécies de peixes. Saliente-se que as concentrações subletais de produtos tóxicos no ambiente aquático não necessariamente resultam em mortalidade imediata dos organismos, entretanto elas têm significantes efeitos sobre os indivíduos, podendo provocar inúmeros distúrbios fisiológicos. Os efeitos subletais muitas vezes se manifestam atingindo as estruturas celulares do organismo, de forma molecular e bioquímica, ou mesmo o próprio material genético (FERREIRA, 2004). Espécie Produto Utilizado CL50 96hs Autor truta arco-iris (Salmo gairdneri) Roundup® 15 a 26mg/l ( Mitchell et al., 1987) truta arco-iris (Salmo gairdneri) Rodeo® 1100mg/l. ( Mitchell et al., 1987) bagre do canal (Ictalurus punctatus) Roundup® 13mg/l ( Folmar et al., 1979) bagre do canal (Ictalurus punctatus) Roundup® 4,9mg/l (Abdelghani et al., 1997) bagre do canal (Ictalurus punctatus) glifosato puro 130mg/l ( Folmar et al., 1979) Fathead minnows (Pimephales promeeri) Roundup® 13mg/l ( Folmar et al., 1979) Fathead minnows (Pimephales promeeri) Glifosato puro 97mg/l ( Folmar et al., 1979) Dourado (Carassius auratus) Produto comercial a 36% ia 9,207mg/l ( Antón, et al., 1994) Dourado (Carassius auratus) Produto comercial a 38%ia 9,5mg/l ( Antón, et al., 1994) Dourado (Carassius auratus) Produto comercial a 54,9%, 7,620mg/l ( Antón, et al., 1994) Tilápias do Nilo jovens (Oreochromis niloticus) Roundup® 16,8 mg/l ( Jiraungkoorskul, et al., 2002) Tilápias do Nilo adultas (Oreochromis niloticus) Roundup® 36,8 mg/l ( Jiraungkoorskul, et al., 2002) Carpas (Cyprinus carpio) glifosato técnico 620mg/l ( Neskovic et al., 1996) Tambaqui (Colossoma macropomum) Roundup® 19,94 mg/l ( Miyazaki et al.,2004) Tambacu (C. Macropomum X Piaractus mesopotamicus) Roundup® 24,90 mg/l ( Miyazaki et al.,2004) Jundiá (Rhamdia hilarii) Roundup® 10,6mg/l ( Rigolin-Sá, 1998) 17 3 ARTIGOS CIENTÍFICOS18 TOXICIDADE AGUDA DO HERBICIDA ROUNDUP® PARA PIAUÇU (Leporinus macrocephalus) ACUTE TOXICITY OF THE HERBICIDE ROUNDUP® FOR PIAUÇU (Leporinus macrocephalus). 1. Ana Catarina Luscher Albinati – mestranda – UFBA – Mestrado em Medicina Veterinária Tropical e-mail: catialbinati@gmail.com 2. Eduardo Luiz Trindade Moreira – professor adjunto II– UFBA – Departamento de Patologia e Clínicas e-mail; bteluiz@terra.com.br 3. Ricardo Castelo Branco Albinati – professor adjunto IV – UFBA – Departamento de Produção Animal e-mail: albinati@ufba.com.br Resumo: O Roundup® (glifosato) é um herbicida amplamente utilizado tanto em áreas agrícolas como não agrícolas em todo o mundo. A exposição ambiental pode ocorrer por causa da deposição devido à deriva e lançamento acidental. O presente estudo objetivou avaliar a toxicidade aguda do herbicida Roundup® sobre o Piauçu (Leporinus macrocephalus), identificando a CL50 para a espécie e avaliando alterações hepáticas em peixes expostos a doses abaixo da CL50 do Roundup® por 96 horas. As concentrações testadas foram: 6,67; 13,33; 20,00; 26,67; e 33,33 ppm do Roundup®. A CL50 do Roundup® para piauçus foi de 15,8 ppm do produto comercial, sendo considerado pouco tóxico de acordo com a classificação do IBAMA. No entanto, mesmo em concentrações abaixo da CL50, o herbicida foi capaz de causar alterações hepáticas aos peixes expostos. Summary: Roundup® (glifosato) is a widely used herbicida in such a way in agricultural areas as not agricultural in the whole world. The ambient exposition can occur because of the deposition due to drift and accidental launching. The present study objectified to evaluate the acute toxicidade of the herbicida Roundup® to Piauçu (Leporinus macrocephalus), identifying the CL50 for the species and evaluating hepatics changes in exposed fish to doses below of the CL50 of the Roundup® for 96 hours. The tested concentrations had been: 6,67; 13,33; 20,00; 26,67; and 33,33 ppm of the Roundup®. The CL50 of the Roundup® for piauçus was 15,8 ppm of the commercial product, being considered little toxic in accordance with the classification of the IBAMA. However, exactly in concentrations below of the CL50, the herbicida was able to cause damages to the liver of the exposed fish. Palavras-chave: glifosato; CL50 ; histopatologia-peixe Key-words: Glyphosate; LC50 ; fish-histopathology 1. Introdução: Existem centenas, talvez milhares, de poluentes que afetam o ambiente aquático e cujos efeitos são preocupantes. Esse número cresce anualmente, considerando-se que novos compostos e formulações são sintetizados. A poluição aquática está comumente associada com descarga de efluentes domésticos, industriais ou agrícolas. Em áreas agrícolas, a lixiviação de águas superficiais e a infiltração da água intersticial para rios e lagos podem 19 introduzir nutrientes (a partir de fertilizantes) e agrotóxicos, em quantidades substanciais, nesses corpos d’água (MARTINEZ; CÓLUS, 2002). O glifosato é um herbicida do grupo dos fosfonatos (BAIRD, 2002), pós-emergente, orgânico e não-seletivo que é usado tanto em áreas agrícolas como não agrícolas em todo o mundo. Embora seja aplicado em várias culturas, em diferentes formulações comerciais, sua principal formulação é o Roundup®, da indústria Monsanto. A exposição ambiental pode ocorrer por causa da deposição devido à deriva e lançamento acidental (WHO, 1994). Na agricultura são amplamente utilizados em culturas geneticamente modificadas tolerantes ao glifosato e também em jardins, quintais e outras áreas não-agrícolas (COX, 2004). Com a implementação dos transgênicos, resistentes a herbicidas, o glifosato tornou-se produto imprescindível para a agricultura, tendo seu consumo aumentado significativamente (CUNHA, 2005). Os testes de toxicidade possibilitam estabelecer limites permissíveis para várias substâncias químicas, além de avaliar o impacto de misturas de poluentes sobre os organismos aquáticos dos corpos hídricos receptores (BERTOLETTI, 1990). Segundo Lombardi (2004), os testes de toxicidade aguda são experimentos de curta duração, que proporcionam rápidas respostas em estudos sobre efeitos tóxicos letais, onde o objetivo é determinar a Concentração Letal Média (CL50) de uma certa substância, sobre os organismos aquáticos, em um tempo de 24 a 96 horas de exposição. Muitas vezes, mesmo em concentrações aquáticas não letais, os agrotóxicos afetam a estrutura e a função das comunidades naturais. No ambiente aquático, os agrotóxicos provocam impactos em múltiplos níveis, incluindo moléculas, tecidos, órgãos, indivíduos, populações e comunidades (GRISOLIA, 2005). Peixes são relativamente sensíveis a mudanças no ambiente e efeitos tóxicos de poluentes podem ser evidentes em nível celular e tecidual, antes que mudanças significativas no comportamento ou na aparência externa possam ser identificadas (van DYK, 2005). Os hepatócitos podem ser considerados alvos primários de agentes tóxicos, o que lhe confere adequação como biomarcadores de poluição ambiental (BRAUNBECK, 1998). Nesse trabalho optou-se por utilizar o Roundup®, principal formulação comercial a base de glifosato (WHO,1994; GRISOLIA, 2005), pois na agricultura são utilizadas formulações comerciais e não os ingredientes ativos. No Brasil, a literatura pertinente a estudos de toxicidade do Roundup® com espécies nativas, é ainda escassa, merecendo destaque trabalhos com o Tambaqui (Colossoma macropomum) (MIYAZAKI et al., 2004), Jundiá (Rhamdia hilarii) (RIGOLIN-SÁ, 1999), Jundiá (Rhamdia 20 quelen) (SILVA et al., 2004) e Curimbatá (Prochilodus lineatus) (LANGIANO, 2006). O piauçu (Leporinus macrocephalus) é uma das espécies nativas de peixe de água doce cultivadas no país (MARTINS; YOSHITOSHI, 2003; TATAJE; ZANIBONI FILHO, 2005). O presente estudo objetiva avaliar a toxicidade aguda do herbicida Roundup® sobre o Piauçu (Leporinus macrocephalus), identificando a CL50 para a espécie e avaliando alterações histológicas no fígado dos animais sobreviventes. 2. Material e Métodos: 2.1 Animais O experimento foi realizado com piauçus (Leporinus macrocephalus) adquiridos de uma criação comercial no Estado de Mato Grosso do Sul. Foi utilizado um total de 90 peixes com peso médio de 2,0 gramas e 5,0 cm de comprimento total. Os animais foram previamente aclimatados em tanques de amianto com aeração artificial e oferta de ração comercial (Pirá 40 – Guabi) com 40% de proteína bruta, três vezes ao dia, por um período de 10 dias antes do início do experimento. A alimentação foi suspensa 24 horas antes do início do experimento, de acordo com as recomendações das normas de ensaio de toxicidade aguda com peixes da Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT (ABNT, 1993). O experimento foi desenvolvido no Laboratório de Aqüicultura da Escola de Medicina Veterinária da Universidade Federal da Bahia. 2.2 O herbicida O herbicida utilizado foi o Roundup®, produto comercial a base de glifosato, produzido pela empresa Monsanto e registrado no Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento, sob número 00898793 (AGROFIT, 2006). Na sua composição estão presentes 480 g/L de sal de isopropilamina de N-(fosfometil) glicina, 360g/L de equivalente ácido de N-(fosfometil) glicina (Glifosate) e 684g/L de ingredientes inertes. É um produto de classe toxicológica IV – pouco tóxico e classe III – perigoso ao meio ambiente. 2.3 Qualidade da água Os parâmetros de qualidade da água como oxigênio dissolvido, pH, temperatura e condutividade foram medidos antes do início do experimento e a cada 24 horas, a alcalinidade e amônia total foram medidas no início do período experimental. O oxigênio dissolvido foi medido com medidor de oxigênio dissolvido (InstruthermMO-880); o pH por meio de medidor de pH digital portátil de bolso (Instrutherm pH-1700); a temperatura com termômetro de espeto digital (TE-300); a condutividade com condutivímetro de bolso (Instrutherm-CD-840) e a amônia total e alcalinidade com kit colorimétrico (Alfakit). 21 2.4 Delineamento experimental O experimento foi realizado num período total de 96 horas, com observação e quantificação de mortalidade a cada 24 horas. Para tanto, foram utilizadas 18 caixas plásticas com 15 litros de água declorada, em sistema estático com aeração artificial. Foram utilizadas cinco diferentes concentrações do herbicida e um controle, com três repetições por tratamento. As concentrações utilizadas foram 6,67; 13,33; 20,00; 26,67 e 33,33 ppm do produto comercial Roundup®, baseadas em testes preliminares realizados no nosso laboratório. Foram utilizados 5 peixes por caixa, perfazendo um total de 15 peixes por tratamento. Ao final do experimento foram coletados 5 animais, de forma aleatória, das duas concentrações mais baixas, onde não houve mortalidade total, para análise histológica de fígado. Para tanto, os animais foram anestesiados com benzocaína (100mg/L) e a eutanásia realizada através de secção medular. Os procedimentos utilizados nesse experimento estiveram de acordo com os Princípios Éticos na Experimentação Animal, recomendados pelo Colégio Brasileiro de Experimentação Animal (COBEA). 2.5 Histologia Os fragmentos de fígado utilizados para análise histológica foram fixados em alfac (85% álcool a 80%, 10% formol a 40% e 5% de ácido acético) durante aproximadamente 16 horas, após o que a solução foi substituída por álcool 70%. Seguiu-se o processamento histológico de rotina e a coloração utilizada foi hematoxilina e eosina (HE) (LUNA, 1968). Os cortes foram analisados em microscópio de luz e após análise das lâminas, as alterações encontradas foram registradas, fotografadas e classificadas individualmente de acordo com o grau de freqüência da lesão no tecido. Para tanto foi utilizada a seguinte pontuação por ocorrência/distribuição da alteração por lâmina: 0 – alteração não observada; 1- discreta (até 2 ocorrências da alteração por lâmina); 2- moderada ( 3 a 5 ocorrências da alteração por lâmina) e 3- intensa (acima de 5 ocorrências da alteração por lâmina). Com esses valores de pontuação foi calculada uma média do grau de alteração para cada grupo e estes foram classificados em discreto (0,1 a 1,0), moderado (1,1 a 2,0) e intenso (2,1 a 3,0). 2.6 Estatística Para a determinação da CL50 os dados de mortalidade observados foram avaliados com o programa estatístico Trimed Sperman Karber (HAMILTON et al., 1977). Na análise das alterações histológicas foi utilizado o teste não paramétrico de Kruskal-Wallis, seguido do teste de Dunn quando aplicável, sendo considerados significantes os valores de P £ 0,05. 3. Resultados e Discussão A qualidade da água avaliada durante o período experimental não diferiu entre os dias nem entre os diferentes tratamentos, mantendo-se em média com 7,6mg/L de oxigênio dissolvido, 22 0,29 mS/cm de condutividade, pH de 8,0 e uma temperatura média de 28,1°C. A amônia total mostrou-se inferior a 0,5mg/L e a alcalinidade em torno de 30 mg/L. Esses resultados encontram-se dentro da faixa determinada como ideal para peixes de água doce (OSTRENSKY; BOEGER, 1998; MOREIRA et al., 2001; ARANA, 2004). Em estudos realizados por Folmar et al., (1979) o Roundup® foi mais tóxico para truta e bluegill nos testes com temperaturas mais elevadas e no pH 7,5 em comparação com pH 6,5. A toxicidade não aumentou com pH de 8,5 ou 9,5. De acordo com essas observações, nota-se que o presente trabalho foi realizado em condições ideais para avaliação de toxicidade. O valor de CL50 96 horas do Roundup® para piauçu, encontrado neste trabalho foi de 15,18 ppm; o Quadro 1 apresenta os valores de CL50 calculados em ppm do produto comercial total em 24, 48, 72 e 96 horas e seus limites de confiança. Quadro1. CL50 do Roundup® para piauçus Tempo de exposição CL50 (ppm de Roundup®) 24 horas 15,74 (14,67 – 16,89) 48 horas 15,18 (13,78 - 16,71) 72 horas 15,18 (13,78 - 16,71) 96 horas 15,18 (13,78 - 16,71) CL50 ( limite inferior - limite superior) Mitchell et al., (1987) encontraram em salmonídeos, CL50 96 horas para o Roundup® que variaram de 15mg/l a 26mg/l, podendo ser considerado ligeiramente tóxico de acordo com a U.S. Fish and Wildlife Service. De acordo com a classificação dos agrotóxicos segundo a CL50 estabelecida pelo IBAMA em 1990 (MACHADO, 1999) (Quadro2), o Roundup® pode também ser considerado pouco tóxico para piauçus. Quadro 2. Classificação dos agrotóxicos de acordo com a CL50 para organismos aquáticos definida pelo IBAMA. Fonte: Machado, 1999 A maioria dos estudos de toxicidade aguda com o glifosato referem-se a espécies de clima temperado, poucos foram encontrados com espécies de clima tropical. Ensaios com espécies nativas do Brasil foram realizados por Langiano (2006) com curimbatá (P. lineatus), CL50 (ppm) CLASSIFICAÇÃO >100 Praticamente não tóxico 10 – 100 Pouco tóxico 0,1 – 10 Moderadamente tóxico < 0,1 Altamente tóxico 23 Miyazaki, et al. (2004), com tambaqui (C. macropomum), Silva, et al. (2004) com jundiá (Rhamdia quelen) e por Rigolin-Sá (1999) com jundiá (Rhamdia hilarii). O Quadro 3 apresenta diferentes relatos de toxicidade aguda com o Roundup® em diferentes espécies. Os resultados encontrados não diferem muito entre si, estando todos dentro da faixa descrita como pouco tóxico de acordo com a classificação dos agrotóxicos segundo a CL50 estabelecida pelo IBAMA em 1990 (MACHADO, 1999). A CL50 encontrada para piauçus neste experimento demonstra uma maior sensibilidade dessa espécie em relação a outras espécies tropicais como o tambaqui e tambacu (MIYAZAKI et al.,2004) e uma menor sensibilidade quando comparado com o jundiá (RIGOLIN-SÁ, 1999; SILVA, et al., 2004) e curimbatá (LANGIANO, 2006) (Quadro 3). Quadro 3. CL50 Roundup® para diferentes espécies de peixes dulcícolas Espécie Cl50(96h) Roundup® Autor Piauçu (Leporinus macrocephalus) 15,18 ppm Presente trabalho Curimbatá (Prochilodus lineatus) 13,69 ppm Langiano (2006) Tambaqui (Colossoma macropomum) 19,94 mg/l Miyazaki et al.(2004) Tambacu (C. Macropomum X Piaractus mesopotamicus) 24,90 mg/l Miyazaki et al. (2004) Jundiá (Rhamdia quelen) 10mg/l Silva, et al. (2004) Jundiá (Rhamdia hilarii) 10,6mg/l Rigolin-Sá (1999) Channel catfish (Ictalurus punctatus) 14,5mg/l Abdelghani et al. (1997) Bleugill sunfish (Lepomis macrochirus) 13 mg/l Abdelghani et al. (1997) Tilapia do Nilo (Oreochromis niloticus) jovem 16,8 ppm Jiraungkoorskul, et al.(2002) Tilapia do Nilo (Oreochromis niloticus) adulta 36,8ppm Jiraungkoorskul, et al. (2002) Cauda de véu (Carassius auratus) 25,605mg/l Antón, et al.(1994) Chinook salmon (Oncorhynchus tshawytscha) 20mg/l Mitchell et al.(1987) Coho salmon ( Oncorhynchus kisutch) 22mg/l Mitchell et al.(1987) Truta arco-íris (Salmo gairdneri) 26mg/l Mitchell et al. (1987) A CL50 é um dado muito importante para a avaliação de toxicidade de uma substância, porém, nem todos os pesticidas provocam morte imediata dos peixes e doses subletais podem causar outros distúrbios a saúde desses animais, portanto as alterações histológicas em tecidos de 24 peixes constituem ferramenta sensível para detectar os efeitos tóxicos diretos de compostos químicos em órgãos-alvo, sendo indicadores potentes da exposição prévia a estressores ambientais (HINTON et al., 1992; SCHWAIGER, et al., 1997). Alguns trabalhos têm demonstrado a presença de lesões histológicasem órgãos de peixes expostos ao glifosato. Neskovic et al. (1996), trabalhando com carpas expostas a 2,5; 5 e 10mg/L de glifosato por 14 dias e Rigolin-Sá (1999) estudando bagres expostos a concentrações de Roundup®, que variaram de 8 a 12mg/L, por 96 horas relataram alterações hepáticas, renais e branquiais. Da mesma forma, Jiraungkoorskul et al. (2002) observaram alterações em brânquias, fígado e rins de tilápias expostas a 36 ppm de Roundup® por 24, 48, 72 e 96 horas. Langiano (2006), trabalhando com curimbatá, em exposições a 7,5 e 10,0 ppm de Roundup®, por 6, 24 e 96 horas, encontrou alterações hepáticas, que embora reversíveis, comprometem o funcionamento normal do órgão. Na análise histopatológica do fígado dos animais desse experimento foi observado uma vacuolização moderada no controle e no grupo exposto a 6,67ppm de Roundup®, e discreta no grupo exposto a 13,3 ppm, além de intensa congestão de sinusóides nos grupos expostos ao herbicida (Tabela 1 e Figura 1). Tabela 1. Médias e desvios-padrão do grau de alterações encontradas no fígado dos peixes do grupo controle e dos grupos expostos ao Roundup® por 96 horas. CONTROLE 6,67ppm 13,3ppm Vacuolização 1,4 ± 0,5 a (moderado) 1,4 ± 0,5 a (moderado) 0,8 ± 0,4 a (discreto) Congestão 0,4 ± 0,5 a (discreto) 2,8 ± 0,4 b (intenso) 2,2 ± 0,8 a b (intenso) Média ± desvio-padrão, n = 5 Médias seguidas das mesmas letras, na mesma linha, não diferem entre si (P≤ 0,05). Figura 1 A- fotomicrografia de fígado de piauçu do grupo controle demonstrando vacuolização moderada. B – fotomicrografia de fígado de piauçu exposto a 13,3 ppm de Roundup® demonstrando vacuolização discreta. HE 400x. C - fotomicrografia de fígado de piauçu do grupo exposto a 6,67ppm de Roundup® demonstrando intensa congestão (setas). HE 100x A B C 25 A congestão de sinusóides, além de início de fibrose foi uma alteração também relatada por Neskovic et al.(1996) em carpas expostas 10mg/L de glifosato por 14 dias. Langiano (2006), além de outras alterações, também encontrou congestão hepática em curimbatás expostos a 7,5 e 10,0 ppm de Roundup®, por 6, 24 e 96 horas. Embora os hepatócitos estejam geralmente cheios de glicogênio ou gordura neutra se a alimentação for suficiente (ROBERTS, 1981), durante as fases de resposta ao estresse podem ocorrer três situações: a) uma mobilização do glicogênio hepático na fase de alarme; b) na fase de resistência e adaptação, o glicogênio pode estar baixo ou não; e c) na fase de exaustão ocorre uma depleção do glicogênio hepático (HEATH, 1995). A vacuolização discreta encontrada no fígado dos animais do grupo exposto a 13,3ppm do Roundup® sugere uma mobilização de glicogênio por estresse químico. 4. Conclusão: A CL50 em 96 horas do Roundup® para piauçus (Leporinus macrocephalus), nas condições experimentais utilizadas, foi de 15,8 ppm do produto comercial, sendo considerado pouco tóxico segundo normas de classificação do IBAMA. Apesar disso, os peixes expostos ao herbicida nas concentrações de 6,67 e 13,3 ppm apresentaram características hepáticas condizentes com desequilíbrio da homeostasia dos mesmos. 5. Referência Bibliográfica: ABDELGHANI,A.A.; TCHOUNWOU,P.B.; ANDERSONA.C.; SUJONO,H.; HEYER,L.R.; MONKIEDJE,A. Toxicity evaluation of single and chemical mixtures of Roundup, Garlon-3A, 2,4-D, and Syndects surfactant to Channel Catfish(Ictalurus punctatus), Bluegill Sunfish (Lepomis microchirus), and Crawfish (Procambarus spp.).Environmental Toxicology and Water Quality,v.12,n.3,p.237-243, 1997. AGROFIT Disponível em: <(www.agrofit.com.br)>. Acesso em 10 jul. 2006. ANTÓN, F.A.; LABORDA, E.; de ARIZ, M. Acute toxicity of the herbicide glyphosate to fish.Chemosphere, v. 28, n. 4, p.745-753, 1994. ARANA, L.V. Princípios químicos de qualidade da água em aquiculturta: uma revisão para peixes e camarões.Florianópolis: editora da UFSC, 2004. 231p. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 12714: Água – Ensaios de toxicidade aguda com peixes – Parte I – sistema estático. Rio de Janeiro: 1993. p.15. BAIRD,C. Química Ambiental. 2ª ed.Porto alegre: editora Bookman, 2002. 622p. BERTOLETTI, E. 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Ricardo Castelo Branco Albinati – professor adjunto IV – UFBA – Departamento de Produção Animal e-mail: albinati@ufba.com.br Resumo: O glifosato é um herbicida que apresenta propriedades muito características e diferentes da maioria dos pesticidas, o que dificulta o monitoramento em amostras ambientais. A maior razão para usar biomarcadores é que eles podem fornecer informações sobre efeitos biológicos de poluentes em vez de uma mera quantificação de seus níveis ambientais. A principal formulação comercial do herbicida é o Roundup®. O presente estudo objetivou avaliar o uso de brânquias, fígado e rins como biomarcadores histológicos em ensaio de toxicidade crônica com o herbicida Roundup® em Piauçu (L. macrocephalus). Para tanto, os animais foram expostos a 1/10 da CL50 (1,58ppm) para a espécie por 14 e 28 dias, sendo utilizados 5 animais por tratamento( dia 0, dia 14 e dia 28). Dentre as alterações observadas, hemorragia e necrose hepática e congestão renal foram aquelas que apresentaram diferenças estatisticamente significantes entre os animais expostos e os não expostos. Apesar de não serem estatisticamente significantes, outras alterações também puderam ser observadas nos três órgãos avaliados. Dentre os órgãos usados como biomarcadores histopatológicos neste trabalho, o fígado foi o que apresentou os melhores resultados, uma vez que, os animais expostos à concentração de 1,58 ppm do herbicida Roundup® por 14 e 28 dias apresentaram alterações hepáticas mais severas, seguido pelo rim. Summary: Glifosate is a herbicide that presents characteristic proprieties and different of the majority of pesticides, what makes difficult the monitoring in ambient samples. The biggest reason to use biomarkers is that they can supply information on biological effect of pollutants instead of a mere quantification of its ambient levels. The main commercial formulation of this herbicide is Roundup®. The present experiment objective evaluate the use of gills, liver and kidneys as histological biomarkers in assay of chronic toxicity with herbicide Roundup® in Piauçu (L. macrocephalus). For in such a way, the animals had been exposed to 1/10 of CL50 (1,58ppm) for the species per 14 and 28 days, being used 5 animals for treatment (day 0, 14 day and day 28). Amongst the observed changes, congestion, hemorrhage and hepatic necrosis and renal congestion had been the alterations that had presented statistics significant differences between the exposed animals and not exposed. Although not significant, other alterations could also have been observed in the evaluated organs. Amongst organs used as histological biomarkers in this work, the liver presented the best ones resulted, a time that, piauçus exposed to 1,58ppm of the herbicide Roundup® per 14 and 28 days had presented more severe hepatics alterations, followed for the kidney. Palavras-chave: Toxicidade crônica; glifosato; histopatologia-peixes Key-words:Chronic toxicity;glyphosate; histopathology- fish. 30 1. Introdução: Entre os contaminantes aquáticos decorrentes das atividades antropogênicas, os agrotóxicos são os mais perigosos, justamente pelo fato de terem sido concebidos para eliminar alguma forma de vida e por isso atingirem também de modo letal espécies não-alvo. Muitas vezes, mesmo em concentrações aquáticas não letais, esses produtos afetam a estrutura e a função das comunidades naturais. No ambiente aquático, os agrotóxicos provocam impactos em múltiplos níveis, incluindo moléculas, tecidos, órgãos, indivíduos, populações e comunidades (GRISOLIA, 2005). O glifosato é um herbicida que apresenta propriedades muito características e diferentes da maioria dos pesticidas, o que dificulta o monitoramento em amostras ambientais, entretanto muitos trabalhos tem sido realizados em função de sua ampla utilização. Por ter propriedades herbicidas de amplo espectro, ser sistêmico e pouco tóxico a animais, tornou-se o mais utilizado no mundo, aumentando, assim, a necessidade de implementação de programas de monitoramento (AMARANTE Jr. et al., 2002). Embora seja aplicado em várias culturas, em diferentes formulações comerciais, sua principal formulação é o Roundup®, da industria Monsanto (WHO, 1994). Os testes de toxicidade crônica são geralmente avaliados através de exposições prolongadas dos organismos a concentrações subletais. Em peixes geralmente abordam apenas uma fase do ciclo de vida, que pode variar de sete dias a meses (LOMBARDI, 2004). Alterações histológicas em tecidos de peixes constituem ferramentas sensíveis para detectar os efeitos tóxicos diretos de compostos químicos em órgãos-alvo e, portanto, são indicadores potentes da exposição prévia a estressores ambientais (HINTON et al., 1992; SCHWAIGER, et al., 1997). A histopatologia traduz a lesão integrada em função da duração e intensidade da exposição sofrida e a capacidade adaptativa de um determinado tecido (FERREIRA,2004). Peixes são relativamente sensíveis a mudanças no ambiente. Assim, efeitos tóxicos de poluentes podem ser evidentes em nível celular e tecidual, antes que mudanças significativas no comportamento ou na aparência externa possam ser identificadas (van DYK, 2005). Alguns trabalhos têm descrito danos à saúde de peixes quando expostos ao glifosato; respostas bioquímicas e histopatológicas foram encontradas em carpas (Cyprinus carpio) (NESKOVIC et al., 1996), em bagres (Rhamdia hilarii) (RIGOLIN-SÁ, 1999), em tilápias do Nilo (Oreochromis niloticus) (JIRAUNGKOORSKUl et al., 2002, 2003) e em curimbatás(Prochilodus
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