Presença e dispersão dos antimicrobianos no ambiente

Amplas pesquisas vêm sendo realizadas sobre os antimicrobianos lançados ao meio ambiente, destinadas a verificar o seu nível de concentração em diferentes compartimentos, bem como a sua capacidade de dispersão no ambiente e já foi constatado que estes compostos estão ficando retidos e/ou estão facilmente mobilizados no meio em que foram lançados, tornando-se capazes de contaminar várias áreas no ambiente.

Pesquisas realizadas em vários países mostraram que diferentes classes de antimicrobianos podem ser encontradas em vários locais, como a sulfacloropiridazina, florfenicol, enrofloxacina, trimetropim, sulfadimidina que já foram encontradas em solos, sedimentos, águas superficiais e subterrâneas (Christian et al., 2003; Thiele-Bruhn, 2003; Boxall et al., 2006; Ter Laak et al., 2006; Blackwell et al., 2009; Hu et al., 2010; Vasudevan et al., 2009).

Nos Estados Unidos, Capone et al. (1996) observaram a presença de resíduos da oxitetraciclina em sedimentos marinhos de áreas de aquicultura em uma concentração de 500 a 4000 µg kg-1.

No rio Mondego (Portugal), Golete et al. (2002) encontraram uma concentração de enrofloxacina variando de 67,0 a 102,5 ng L-1 e de ciprofloxacina de 79,6 a 119,2 ng L-1. Pena et al. (2009) pesquisaram a norfloxacina, ciprofloxacina, enrofloxacina e sarafloxacina em 18 amostras de água que foram coletadas em um rio próximo a uma suinocultura na região de Alentejo, Portugal. A enrofloxacina foi encontrada em oito amostras em concentrações variando de 0,31 a 63 µg L-1, a ciprofloxacina e a sarafloxacina foram encontradas em duas amostras variando de 0,48- 0,83 µg L-1 e 1,8 a 14 µg L-1, respectivamente. Um estudo realizado por Martinez-Carvalho et al. (2007) revelou uma concentração de 8,3 e 2,8 mg kg-1 de enrofloxacina em amostras do esterco de peru e de galinha, respectivamente; em amostras de solos adubados com esterco foi encontrada concentração máxima de 0,37 mg kg-1 de enrofloxacina e de seu metabólito, a ciprofloxacina. Uslu e Yediler

(2008) detectaram uma concentração de enrofloxacina em amostras de solos agrícolas na Turquia com uma variação de 0,013 a 0,024 mg kg-1.

Em rios do sul da Alemanha, Hirsch et al. (1999) encontraram concentração de 0,06 µg L-1 para resíduos de cloranfenicol, utilizado na época como agente de crescimento. Desde 1995, o uso desse produto é proibido na Comunidade Europeia e mesmo assim foi utilizado esporadicamente em animais.

Leal et al. (2013) pesquisaram a sorção da classe da fluoroquinolona (norfloxacina, ciprofloxacina, danofloxacina e enrofloxacina) e da sulfonamida (sulfadiazina, sulfacloropiridazina, sulfametaxazol, sulfadimidina e sulfadiazol) em 13 solos brasileiros. O coeficiente de partição encontrado para as fluoroquinolonas e para as sulfonamidas foram de 544 cm3 g-1 e 0,7-70 cm3 g-1, respectivamente. Estes resultados indicaram que as sulfonamidas têm adsorção baixa quando comparada com as fluoroquinilonas, que possuem uma alta adsorção nos solos e pode ser confirmado através dos coeficientes de adsorção das fluoroquinolonas que variaram de 7943- 12309 µg 1-N (cm3) N g -1. Estes resultados podem estar relacionados com o pH dos solos brasileiros que estão abaixo de 5,7. Os antimicrobianos neste pH estão na forma catiônica e podem estar atraídos eletrostaticamente na superfície dos solos. Valores da mesma ordem foram reportados por Leal et al. (2012) que estudaram a adsorção de quatro fluoroquinolonas (norfloxacina, danofloxacina, ciprofloxacina e enrofloxacina) em solos brasileiros onde foram aplicados cama de frango. Estes solos possuem alta CTC (127,8 mmolc/ dm-3) e uma elevada porcentagem de argila (75,4%), consequentemente, estes compostos possuem uma elevada capacidade de sorção e isto pode ser observado por meio dos valores de KF, variaram de 7943 a 12309 μg1-1/n(cm3)1/ng-1, causando uma

imobilidade desses compostos nos solos. Além desses estudos no Brasil, Locatelli et al. (2011) detectaram a presença de oito antimicrobianos (amoxicilina, ampicilina, ciprofloxacina, norfloxacina, sulfametaxazol, tetraciclina e trimetropina) de uso humano na Bacia Hidrográfica do rio Atibaia. Observaram que no período de precipitação pluvial e no período de estigem foram encontrados 55% e 88% desses compostos orgânicos, respectivamente, em uma concentração na ordem de ng L-1.

Hamscher et al. (2002) investigaram a distribuição e a persistência de alguns antimicrobianos como a tetraciclina, clorotetraciclina, oxitetraciclina e a tilosina em solos e em estercos e observaram que estes compostos ficaram retidos nas amostras. Os estercos que continham estes antimicrobianos foram aplicados em campo como adubo em abril de 2000 e abril de 2001 e as coletas de amostras de solos foram realizadas em maio e novembro de 2000 e maio de 2001. Nestas amostras foram encontradas 4,0 mg kg-1 e 0,1 mg kg-1 de tetraciclina e clorotetraciclina no esterco, respectivamente. Em maio de 2001, nos solos foram encontradas tetraciclinas com concentrações médias de 86,2 µg kg-1; 198,7 µg kg-1 e 171,7 µg kg-1 em profundidades de 0-10 cm; 10- 20 cm e 20-30 cm, respectivamente. Para a clorotetraciclina foi encontrada uma variação de concentração de 4,6-7,3 µg kg-1 nas três camadas de solos. Em solos mais profundos, de 30-90 cm, as tetraciclinas não foram detectadas e as oxitetraciclinas. A tilosina não foram detectadas em nenhuma das amostras investigadas. Desta forma, a tetraciclina entra no ambiente por meio de fertilizações repetidas dos estercos, gerando um acúmulo nos solos. Vaz Junior (2010) estudou o comportamento da oxitetraciclina em solos em função do pH e observou que os mecanismos que influenciaram as interações molecular da oxitetraciclina com os ácidos húmicos dos solos foram à ligação de hidrogênio, interação hidrofóbica e transferência de prótons.

Além desta pesquisa, MacKay e Canterbury (2005) relataram que a matéria orgânica pode ser um importante adsorvente em solos e sedimentos para alguns antimicrobianos, isto pode ser observado para a oxitetraciclina que formou uma ligação com os metais (Fe3+ e Al3+), esta ligação foi uma complexação ternária entre os grupos ligantes da matéria orgânica e dos antimicrobianos. O mesmo pode ser observado nos minerais secundários, já que suas estruturas possuem os hidróxidos de alumínio e ferro. Gu e Kathikeyan (2005) verificaram que a ciprofloxacina em pH > pKa fica desprotonada e pode formar complexo com os hidróxidos de alumínio e com o hidróxido de ferro. No caso do hidróxido de alumínio, ocorre uma ligação de hidrogênio fraca e um complexo monodentado mononuclear com os grupos cetona e o grupo carboxil desprotonado da ciprofloxacina, respectivamente. Com o hidróxido de ferro, tanto o oxigênio dos grupos cetona quanto o ácido carboxila ligam-se ao ferro formando uma estrutura de seis membros.

Thiele-Bruhn et al. (2004) pesquisaram o comportamento das sulfonamidas em solos com e sem estercos. Nos solos onde foram aplicados estercos observaram que havia mais compostos com grupos fenóis, monômeros e dímeros de lignina, lipídios, e compostos contendo N. A partir disso, sugeriram que o grupo amino das sulfonamidas poderia estar interagindo com os grupos ceto-enol, enol, álcool, fenólico e grupo carboxílico da matéria orgânica. Além disso, foi realizado um estudo matemático para verificar como a sulfonamida podia interagir com a matéria orgânica do solo. Foi sugerido que, como a matéria orgânica possuí espaços vazios na sua estrutura, as sulfonamidas poderiam penetrar no interior dessa estrutura, formando ligações de hidrogênio e interações de van der Waals.

Zhang et al. (2013) pesquisaram o comportamento de adsorção da trimetropim, sulfapiridina, sulfameter e sulfadimetoxina em três camadas de um solo agrícola da China. Observaram que a trimetropim apresenta valores altos de KD 6,73-9,21 cm3 g-1, comparado com as sulfonamidas que

apresentaram os valores menores de KD de 0,03- 0,47 cm3 g-1. Observaram

também que as amostras de solo com profundidade de 0 a 20 cm, com pH 7,06 e ricas em matéria orgânica, apresentaram uma maior adsorção dos antimicrobianos quando comparado com as amostras de solos de 80-100 cm. Os menores valores de KD em amostras de solos com profundidade maior

podem estar relacionados ao fato da MO estar presente em maior concentração na camada mais superficial do solo. Conclui-se também que na presença de MO, a sorção depende do grau de hidrofobicidade do antimicrobiano. Mackay e Vasudevan (2012) investigaram o comportamento da oxitetraciclina em solo e observaram que ela pode se ligar à superfície do solo formando um complexo com os íons Fe e Al. Esta ligação ocorre quando o grupo hidroxila dos hidróxidos de Fe e Al se liga com o hidrogênio do ácido carboxílico (COOH) ou dos hidróxidos (OH), formando uma molécula de água. Desta maneira, pode se formar um complexo entre os íons Fe e Al presentes na superfície do solo e a oxitetraciclina que tem o grupo carboxila ou hidroxila exposto. Além da complexação, a oxitetraciclina pode se ligar com a M.O. do solo, na qual a superfície tem cargas negativas do grupo carboxila; esta ligação ocorre por interações eletrostáticas com o antimicrobiano.

As pesquisas mencionadas acima permitiram verificar que os antimicrobianos, após serem lançados ao meio ambiente, possibilitam a contaminação em diversas áreas ambientais; e isto pode ser observado em diferentes países nos quais as condições climáticas também são diferentes. Consequentemente, tornam-se um agravante para à saúde humana e ao meio ambiente. O risco à saúde humana e ao meio ambiente pode ocorrer devido ao acúmulo de resíduos de antimicrobianos e/ou metabólitos do composto na carne animal, no leite e nos ovos e através da mobilidade no solo, permitindo que eles alcancem, muitas vezes, as águas superficiais e subterrâneas, o que causa interferências tanto na fauna como na flora (Kay et al., 2005; Laak et al., 2006; Aust et al., 2008; Regitano, 2010).