Universidade Federal de São Paulo Instituto do Mar
Beatriz Militelo Pestana
AVALIAÇÃO ECOTOXICOLOGICA DA BITUCA DE CIGARRO SOBRE A POPULAÇÃO DO COPÉPODO ESTUARINO Nitokra sp.
Santos, 2021
Universidade Federal de São Paulo Instituto do Mar
Beatriz Militelo Pestana
AVALIAÇÃO ECOTOXICOLOGICA DA BITUCA DE CIGARRO SOBRE A POPULAÇÃO DO COPÉPODO ESTUARINO Nitokra sp.
Trabalho de conclusão de curso apresentado para obtenção do grau de Bacharel em Interdisciplinar em Ciência e Tecnologia do Mar pela Universidade Federal de São Paulo.
Orientador: Prof. Dr. Rodrigo Brasil Choueri
Santos, 2021
Ficha catalográfica elaborada por sistema automatizado com os dados fornecidos pelo(a) autor(a)
Bibliotecária Daianny Seoni de Oliveira - CRB 8/7469
Militelo Pestana, Beatriz.
M644a AVALIAÇÃO ECOTOXICOLOGICA DA BITUCA DE CIGARRO SOBRE A POPULAÇÃO DO COPÉPODO ESTUARINO Nitokra sp.. / Beatriz Militelo Pestana; Orientador Prof. Dr. Rodrigo Brasil Choueri; Coorientador . -- Santos, 2021.
29 p. ; 30cm
TCC (Graduação - Bacharelado Interdisciplinar em Ciências e Tecnologia do Mar) -- Instituto do Mar, Universidade Federal de São Paulo, 2021.
1. ecotoxicologia. 2. bitucas de cigarro. 3. nitokra. 4. teste de população. I. Brasil Choueri, Prof. Dr. Rodrigo , Orient. II. Título.
Dedico este trabalho aos meus pais e a minha irmã por todo apoio para conseguir realizar meus sonhos.
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AGRADECIMENTOS
Agradeço ao meu orientador Prof. Dr. Rodrigo Brasil Choueri por todas as orientações e por sempre acreditar em mim, desde o primeiro semestre da graduação até o último. Sou muito grata pelos ensinamentos e por todo o apoio durante essa trajetória.
Aos meus pais, Rosana e Carlos, por todos os ensinamentos que não se aprendem na academia e por todo apoio emocional e financeiro durante a graduação.
A minha irmã Bárbara, meu maior exemplo de mulher e de cientista, por me encorajar a seguir meus sonhos e me dar forças para continuar minha trajetória.
Aos meus avós, Romeu e Nilza, por todo amor e carinho. Mesmo de longe, não passo um dia sem pensar em vocês.
Aos meus amigos por todo apoio e paciência durante a graduação, principalmente ao Marcelo e a Crhisângela por toda a ajuda com os conteúdos na faculdade.
Ao laboratório de Ecotoxicologia da Universidade Federal de São Paulo e a todos que me ajudaram a concluir este trabalho, principalmente a Christiane Freire e a Thais Rafael por todo o apoio.
A Profa. Dra. Nancy Ramacciotti de O. Monteiro e todos os professores do Eixo Sociedade e Mar pelas orientações durante minha atuação no projeto de monitoria. A Deus e todas as forças da natureza que me ajudaram a ter forças para superar os desafios.
Todos os professores e funcionários do Instituto do Mar que me acompanharam nessa trajetória, contribuindo para a minha formação e para minha evolução.
6 RESUMO
A bituca de cigarro está entre um dos resíduos mais presentes no ambiente. Seu descarte incorreto leva com que este material chegue ao mar por meio de chuvas, esgotos e córregos. Em ambientes aquáticos, bitucas de cigarro introduzem substâncias tóxicas na água por meio de lixiviação, dentre elas, um elevado número de agrotóxicos utilizados nas plantações de tabaco, inclusive pesticidas, metais, hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs), nitrosaminas, entre outras. O presente estudo teve por objetivo avaliar o efeito do lixiviado da bituca de cigarro em diferentes concentrações na população do copépode bentônico e estuarino Nitokra sp., avaliando o tamanho populacional após a exposição ao contaminante nas concentrações 12.5%, 50%, 75% e 100%, e comparando aos resultados da população não exposta ao lixiviado. Os testes resultaram em diminuição da população de Nitokra sp. de acordo com o aumento da concentração de lixiviado, sendo que desde as concentrações mais baixas foram obtidas diminuições drásticas na população. Sugere-se que os organismos foram afetados por contaminantes presentes no lixiviado, como por exemplo metais, HPAs e fenóis. Este estudo preza por contribui para formações de políticas públicas de conscientização ambiental para diminuição do descarte incorreto de bitucas de cigarros e para criações de técnicas efetivas de tratamento de esgoto, a fim de diminuir o impacto ambiental causado por essa substância.
7 SUMÁRIO 1. INTRODUÇÃO ... 9 2. OBJETIVOS ... 11 3. MATERIAIS E MÉTODOS ... 12 3.1 Desenho experimental ... 12
3.2 Cultivo dos organismos-teste ... 12
3.3 Preparação do lixiviado de bituca de cigarro ... 13
3.4 Testes populacionais com Nitokra sp... 13
3.5 Análise dos resultados ... 16
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES ... 16
5. CONCLUSÃO ... 22
8 LISTA DE FIGURAS 1. Figura 1 ... 12 2. Figura 2 ... 14 3. Figura 3 ... 15 4. Figura 4 ... 15 5. Figura 5 ... 17 6. Figura 6 ... 17 7. Figura 7 ... 19 8. Figura 8 ... 20
9 1. INTRODUÇÃO
A produção de resíduos sólidos tóxicos como a bituca de cigarro está diretamente ligada ao alto consumo de tabaco mundialmente. São fabricados mais de 5 trilhões de cigarros por ano no mundo todo para suprir esse mercado (MACKAY; ERICKSEN, 2002). Segundo os resultados da ICC (International Coastal Cleanup) realizada pela Ocean Conservancy em 2019, as bitucas de cigarro ocuparam o segundo lugar da lista de lixos mais encontrados nas limpezas de praias e rios no mundo, totalizando 4,2 milhões de bitucas de cigarro (OCEAN CONSERVANCY, 2020). O descarte incorreto de bitucas de cigarro é um problema sério de disposição de resíduos tóxicos para o meio ambiente e para o ser humano, independente de impactos ou benefícios diretos na saúde dos fumantes.
O descarte incorreto não é feito necessariamente direto em praias. As bitucas e outros Tobacco Product Waste (TPW) (resíduos originados do cigarro) chegam às praias por meio de chuvas, esgotos e córregos, chegam aos rios e oceanos (NOVOTNY, 2009), depositando-se no sedimento após um certo período. É importante ressaltar que desde os anos 80 cresceram as preocupações com a saúde do indivíduo que consome o tabaco de maneira passiva, fazendo com que o número de fumantes em áreas ao ar livre seja maior, influenciando o descarte em áreas com potenciais de lixiviação para os oceanos (NOVOTNY, 2009).
A bituca de cigarro apresenta diversos produtos químicos potencialmente prejudiciais ao meio ambiente. Na produção do tabaco, são utilizados inúmeros pesticidas, herbicidas, inseticidas, fungicidas e rodenticidas (HOFFMANN, 1997; NOVOTNY, 2014). Além disso, contém nicotina, hidrocarbonetos poliaromáticos (HPAs), nitrosamina, amônia, acetaldeídos, formaldeídos, benzenos, fenóis, acetona, metais e entre outras substâncias (HOFFMANN, 1997; NOVOTNY, 2014). Esses produtos químicos são provenientes de tratamentos agrícolas da plantação de tabaco, da captação de solos contaminados, do filtro de acetato de celulose anexado e dos produtos de combustão gerados pela ação de fumar o cigarro (HOFFMANN, 1997; NOVOTNY, 2014).
10 Os filtros de acetato de celulose dos cigarros absorvem vários compostos da fumaça, incluindo produtos químicos nocivos ao meio ambiente (NOVOTNY, 2014). Portanto, as bitucas acumulam substâncias químicas nos filtros como os fenóis, também encontrado no cigarro (JEFFREY CLARK; BUNCH, 1996). Paasivirta et al. (1985) encontrou clorofenol em tecidos de salmão e em tecidos de águias pesqueiras, sugerindo-se que alguns fenóis possuem potencial de bioacumulação na cadeia alimentar.
O acetato de celulose é um polímero neutro de baixo custo, o que aumenta o interesse deste composto pela indústria de cigarro, e por conta de seu alto grau de substituição do acetato (que torna a celulose pouco acessível aos microrganismos que realizam a degradação biológica), não é biodegradável (PULS, 2004). A nicotina, que ocupa 0,6% a 3,0% do peso seco do tabaco, é utilizada como pesticida vegetal desde o século XV (HOFFMANN, 1998). Além disso, já foi comprovado que a nicotina é altamente tóxica para animais e seres humanos, incluindo seu lixiviado em ambientes marinhos (NOVOTNY, 2011; KARACONJI, 2005). É importante ressaltar que os pesticidas são fabricados para matar organismos alvos em doses baixas, são transferidos para organismos marinhos, alguns parte da cadeia alimentar humana (NOVOTNY, 2014).
Moriwaki et al. (2009) reportaram que há concentração de metais como Al, Ba, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Sr, Ti e Zn nas bitucas de cigarro em solução aquosa. Entretanto, além das concentrações, foi averiguado que esses metais são liberados no ambiente. Efeitos do pH resultante da contaminação também foram observados nesse estudo. Portanto, indicam que as bitucas de cigarros são fontes potenciais de contaminação de organismos por metais, podendo causar danos agudos e crônicos a diversos organismos.
Entretanto, estudos com efeitos ecotoxicológicos do lixiviado de bitucas de cigarros em organismos marinhos são escassos na literatura e são extremamente importantes para o estimar o risco deste poluente potencialmente tóxico nos ecossistemas marinhos. O Nitokra sp. é um copépode bentônico que habita manguezais tropicais com salinidade variando entre 5 e 30 (LOTUFO e ABESSA, 2002). São harpacticoides considerados detritívoros que se alimentam de diversas fontes nutritivas (HICKS e COULL, 1983), sendo sua preferência diatomáceas, protozoários e bactérias (WYCKMANS et al., 2007; GIERE, 2009; MASCART et al., 2014). O Nitokra sp.
11 constitui parte importante da cadeia trófica, servido de alimento para diversos organismos marinhos como peixes e outros crustáceos (RUPPERT, 1996). Por ser um copépode bentônico, optamos por este organismo por habitar a mesma região da deposição da bituca de cigarro que chega ao mar.
Nitokra sp. é frequentemente utilizado em testes ecotoxicológicos no Brasil (por
exemplo, CAPPARELLI et al., 2021; AGOSTINI et al., 2019; CAMPOS et al., 2019; SANTOS et al., 2018). Segundo Lofuto e Abessa (2002), as vantagens da utilização do
Nitokra sp. em testes de toxicidade contam com a grande sensibilidade do organismo a
contaminantes, resistência a variações de salinidade, ciclo de vida completo de curta duração (3-4 semanas), facilidade de cultivo em laboratório e tamanho do organismo que, por ser pequeno, facilita a realização dos testes por otimizar o espaço físico. Apesar dos testes de reprodução com copépodes serem considerados sensíveis e bastante adequados para ensaios ecotoxicológicos (LOTUFO e ABESSA, 2002), eles são baseados no tamanho da prole (número de indivíduos gerados por fêmea), sem levar em consideração a viabilidade ou qualidade dos descendentes.
Atualmente, os testes tradicionais ecotoxicológicos se baseiam principalmente em resultados apicais, isto é, concentrações que causam efeito observado no indivíduo (MARTY et al., 2017). Apesar disso, esses testes têm por objetivo proteger animais não-alvo em nível de população (OECD, 2019). O teste de população foi escolhido nesse trabalho pois avalia o efeito direto do contaminante sobre parâmetros populacionais de
Nitokra sp. Efeitos populacionais sobre uma determinada espécie podem afetar
organismos de outras espécies dependentes direta ou indiretamente do copépode estudado, já que esse organismo tem grande importância na cadeia trófica marinha (GEE, 1989; MCCALL e FLEEGER, 1993). Além disso, o teste de população resulta em dados mais ecológicos com respostas a longo prazo, visto que é estudado mais de uma geração do organismo
2. OBJETIVOS
O objetivo do trabalho é avaliar o efeito do lixiviado da bituca de cigarro em diferentes concentrações na população do copépode bentônico e estuarino Nitokra sp. A
12 hipótese de estudo é que a população de Nitokra sp. decresce conforme aumenta a concentração do lixiviado de bitucas de cigarro.
3. MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 Desenho experimental
Foram realizados 2 ensaios de exposição do copépode Nitokra sp. a diferentes concentrações de lixiviados preparados com bitucas de cigarro. No primeiro ensaio não houve aeração da água de diluição, enquanto no segundo ensaio a água de diluição foi aerada por 24h antes da exposição. As concentrações de lixiviados utilizadas foram: 0% (controle), 12,5%, 50%, 75% e 100%. Em cada tratamento, foram feitas 4 réplicas, além unidades experimentais exclusivas para análises físico-químicas de cada concentração (medição de salinidade, oxigênio dissolvido, pH e amônia). Para as 4 réplicas, foram adicionadas 10 fêmeas ovadas obtidas nos cultivos de laboratório.
Figura 1 - Desenho experimental. As diferentes colorações mostram o gradiente de concentrações de
lixiviado testados, do mais claro (controle, à esquerda) ao mais concentrado (100% lixiviado, à direita). Fonte: Autora.
3.2 Cultivo dos organismos-teste
O organismo-teste teve sua coorte inicial coletada no estuário de Cananéia (SE, Brasil) (LOTUFO e ABESSA, 2002) e foi escolhida por ser relativamente mais sensível
13 a contaminantes quando comparados com outros invertebrados brasileiros (ARTAL et al., 2019). Os organismos foram cultivados em Erlenmeyers de 1L contendo 800mL de água destilada salinizada com sal marinho RedSea® filtrada em membrana (0,45µm de abertura de poro) e auxílio de bomba a vácuo (água de diluição). O cultivo foi mantido em câmara de germinação, em salinidade 17, com temperatura a 25 ºC e fotoperíodo de 12h:12h claro/escuro. Foram alimentados a cada 48h regularmente, sendo essa rotina mudada apenas em dias pré-testes, onde os cultivos são alimentados 3 dias seguidos antes dos testes. Os organismos foram alimentados com 500µL de ração de peixe com fitoplâncton para 800mL de água destilada, ou seja, 500µL para cada cultivo. A manutenção dos cultivos foi feita uma vez por mês, trocando o meio de cultivo, e lavando os Erlenmeyers com lavagem simples, utilizando água corrente e enxaguando em água destilada. São abertos novos cultivos quando um deles está com organismos em excesso, o que é avaliado na manutenção.
3.3 Preparação do lixiviado de bitucas de cigarro
Os cigarros da marca Rothmans (blue) foram fumados artificialmente por meio de uma bomba a vácuo até aproximadamente 1cm acima do filtro. Para preparar o lixiviado, foram utilizadas 4 bitucas de cigarro por 1L de água de diluição (salinidade 17), sendo que no primeiro teste a água de diluição não foi aerada e no segundo teste aeramos a água por 48h. Foram utilizados 6L de lixiviado no total, sendo a preparação dividida em 6 béqueres de vidro de capacidade de 2L cada, cada um preenchido com 1L para evitar derramamento no momento de agitação. A agitação foi feita em mesa agitadora e teve duração de 24h. Após o período de agitação, o lixiviado foi filtrado em uma malha de 60µm para retirada do material particulado.
3.4 Testes populacionais com Nitokra sp.
O ciclo de vida do Nitokra sp. dura aproximadamente 20 dias (LOTUFO e ABESSA, 2002) e como sugere Bjornberg (1981), tem início com a eclosão do ovo, liberando um náuplio completamente diferente dos organismos adultos. Após 6 estágios naupliares, forma-se o organismo juvenil denominado copepodito, mais parecido com o
14 adulto. Esse por sua vez possui 5 estágios. Após o quinto estágio de copepodito, o organismo se torna adulto, como apresenta a Figura 1.
Figura 2 – Estágios de vida do copépode Nitokra sp. Fonte: BERGAMANN FILHO, 2004. Imagem sem escala.
Este organismo-teste apresenta ciclo de vida curto, portanto, o que colabora para sua utilização em testes ecotoxicológicos de avaliação ambiental em nível populacional.
Os ensaios foram iniciados com 10 fêmeas ovadas separadas do cultivo do laboratório com salinidade da solução de 17 e temperatura a 25 ºC e fotoperíodo de 12h:12h claro/escuro, sem aeração posterior. O volume de solução experimental (lixiviado e água de diluição em diferentes proporções de mistura) de cada réplica foi de 400mL. Os testes foram realizados em recipientes de vidro com capacidade de 500mL para evitar a adsorção dos orgânicos às paredes dos recipientes. As réplicas foram alimentadas com 500µL de ração composta por ração de peixe e fitoplâncton a cada 48h. Cada teste teve duração de 19 dias e após esse período as amostras foram filtradas em malhas de 120µm e fixadas com solução de formol com rosa de bengala para que pudessem ser contadas para a análise do tamanho da população após a exposição. A contagem dos indivíduos foi feita com auxílio de estéreomicroscópio ZEISS modelo Stemi DV4.
15 Figura 3 - Organismos fixados com rosa de bengala (recipientes no canto inferior esquerdo da imagem)
para serem contados por meio do estéreomicroscópio. Fonte: Autora.
Para a contagem dos organismos e análise dos resultados, foram separados por fases de vida: náuplio, copepodito e adultos (incluindo fêmeas ovadas). A mesma amostra foi contada 4 vezes, sendo que cada contagem foi voltada para contabilizar quantos organismos tinha em cada fase de vida o organismo.
16 Toda a vidraria utilizada na preparação dos lixiviados e testes ecotoxicológicos foi descontaminada com ácido nítrico 10% e posteriormente enxaguado em água corrente e em água destilada, acetona e hexano, evitando contaminação tanto por metais traço como substâncias orgânicas.
Os parâmetros físico-químicos foram medidos 2 vezes por semana para garantir que outros fatores não interferissem no resultado, garantindo que os organismos foram afetados apenas pelo lixiviado e não por outro fator ambiental. Entre esses parâmetros, foi medido salinidade, oxigênio dissolvido (OD) e pH das amostras reservadas para essas medições. A amônia ionizada (NH3) foi medida no início e no final do teste.
3.5 Análise dos resultados
Os dados foram testados por PERMANOVA univariada e unifatorial (ANDERSON, 2014) em matrizes de similaridade baseadas em distância Euclideana, considerando-se o fator fixo as concentrações em cinco níveis: controle, 12.5, 50, 75 e 100%. Para analisar se obtivemos diferenças significativas entre os tratamentos, foram feitos testes pareados (pairwise). Em todos os testes, considerou-se significativo p<0,05 (α=5%). Quando o número de permutações esteve abaixo de 50, foram utilizados valores de p de Monte Carlo. Para analisar os dados, utilizamos os softwares Excel, Graphpad Prism 5 e Primer.
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
A quantificação do OD é importante para a discussão dos resultados, já que o oxigênio é responsável por regular as ações metabólicas de organismos e comunidades (COSTA et al., 2008). A média do OD final e inicial dos testes (resultados disponíveis na figura 5 e 6) apresentou uma menor concentração de OD por mg/L nas maiores concentrações de lixiviado, sugerindo-se que o oxigênio foi consumido nas concentrações mais altas do contaminante. O oxigênio dissolvido variou de 5.3 mg/L a 0.5 mg/L, decrescendo de acordo com o aumento da concentração de lixiviado. De acordo com a norma da ABNT (2017), valores inferiores a 3mg/L podem interferir nos resultados obtidos, porém houve diminuição significativa da população também em concentrações de lixiviado que apresentavam concentrações de OD acima de 3mg/L, sugerindo,
17 portanto, que elementos tóxicos do lixiviado de bitucas de cigarros foram também responsáveis pela diminuição do tamanho populacional de Nitokra sp. O teste foi refeito com a aeração da água preparada e, no segundo teste, mesmo introduzindo mais oxigênio na água de diluição por meio de aeração por 24h antes do início dos testes, o padrão de OD e respostas de toxicidade se manteve parecido ao do primeiro teste.
Figura 5: Média dos parâmetros físico-químicos do primeiro teste (sem aeração).
Figura 6: Média dos parâmetros físico-químicos do segundo teste (com aeração).
pH OD (%) OD (ppm) Salinidade Controle 8,07 66,06 5,30 17,58 12,5 7,8 56,82 4,57 16,5 50 7,45 42,56 3,31 16,91 75 7,44 24,76 2,02 16,91 100 7,31 7,22 0,55 17,08 pH OD (%) OD (ppm) Salinidade Controle 7,86 62,17 5,05 16,75 12,5 7,83 53,38 4,45 16,92 50 7,53 30,92 2,54 16,92 75 7,35 11,22 0,92 18,08 100 7,37 6,65 0,39 18,5
18 No primeiro teste, as populações das maiores concentrações (com menos OD por mg/L) foram baixas, mas apenas na concentração de 100% (média de 0.5 mg/L de OD) resultou em menos de 10 fêmeas por réplica, sugerindo-se que morreram antes da primeira reprodução. Já no segundo teste obtivemos valores menores de OD, porém a população das maiores concentrações foram mais altas quando comparados ao primeiro teste. Na concentração de 100% do segundo teste, obtivemos a média do OD de 0.3 mg/L, mas a população teve uma média de 44.7 organismos por amostra. Estes dados também sugerem que a falta de OD não foi o único fator responsável pela diminuição da população. Além disso, o Nitokra sp. é um organismo bentônico estuarino, resistente a variações ambientais, e, portanto, se espera uma influência menor da limitação em relação a outros organismos (LOTUFO E ABESSA, 2002).
A salinidade foi medida pois, além dos níveis elevados ou inferiores aos ideais poderem interferir nos resultados, podem alterar o comportamento de substâncias químicas na água já que está diretamente ligada a força iônica e às mudanças químicas na solução (Souza Machado et al., 2016). Os valores de salinidade variaram pouco em relação à salinidade 17, ficando em torno de 16.5 e 18. Em ambos os testes, os resultados de pH e salinidade estiveram relativamente próximos entre ambos os testes e concentrações de lixiviado e, ainda que o pH tenha variado entre 8.01 e 7.3 e estes valores encontram-se dentro da faixa de variação aceitável para o ensaio crônico com Nitokra sp., segundo Lotufo e Abessa (2002). A concentração de amônia não ionizada (NH3) variou
entre 0.034 e 0.001 mg/L, inferior ao valor dado como tóxico sugerido pelo estudo de Simpson e Spadaro (2011), onde se encontra uma concentração efetiva (CE50; 10d) de amônia igual a 15mg/L para avaliar efeitos na reprodução no Nitokra spinipes em testes de sedimento. Souza et al. (2012) reportou a toxicidade da amônia com o valor médio de (CL50; 96h) 1,7 mg/L de amônia não ionizada. Ao comparar esses estudos com o presente trabalho, encontramos valores aceitáveis para a amônia não-ionizada, sugerindo que esta não tenha interferido nos resultados.
A população do copépode estuarino Nitokra sp. diminuiu de acordo com o aumento da concentração de lixiviado (Figuras 7 e 8). Obtivemos diferenças significativas já em baixas concentrações de lixiviado, demonstrando que de fato a bituca de cigarro e seus componentes químicos provocam efeitos em nível populacional em Nitokra sp. Copépodes harpacticóides atuam como espécie-chave no elo entre predadores superiores
19 e produtores primários (KWOK, 2015) e possuem grande relevância ecológica (LOTUFO e ABESSA, 2002). Isso pode acarretar implicações importantes para cadeia alimentar, visto que várias espécies de peixes juvenis se beneficiam de copépodes da meiofauna para se alimentarem (GEE, 1989; MCCALL e FLEEGER, 1993).
Figura 7: Resultados do primeiro teste de população do copépode Nitokra sp em contato com o lixiviado
20
Figura 8: Resultados do segundo teste de população do copépode Nitokra sp em contato com o lixiviado
de bitucas de cigarro.
Considerando que o lixiviado da bituca de cigarro engloba diversos compostos químicos potencialmente tóxicos, pode-se discutir sobre a toxicidade da solução do lixiviado. As substâncias narcóticas promovem essas respostas e os resultados foram coerentes com os efeitos dessas substâncias. Os HPAs, presentes nas bitucas de cigarro, estão entre as substâncias químicas mais cancerígenas e mutagênicas das encontradas em ambientes aquáticos (KENNISH, 1992) e a exposição de copépodos a efeitos subletais de HPAs levam a diminuição do crescimento e tempo de desenvolvimento, taxa de reprodução e alimentação e diminuição do consumo de oxigênio (GEIGER e BUIKEMA, 1979, 1980, 1981). Segundo Nance (1991), a presença de HPAs afetou a diversidade e abundância de comunidades bentônicas por inteiro durante seu trabalho. Carman et. al.
21 (1996) detectou em seu estudo que baixos níveis de exposição ao HPA podem causar impactos importantes na estrutura da assembleia de copépodes, principalmente em espécies com estilo de vida sedentários, sendo estes impactos não detectados em nível de táxon superior. Barroso (2010) aponta em seu estudo a biodisponibilidade dos HPAs para invertebrados, peixes e aves. Lotufo (1997) encontrou em seu estudo uma redução de 50% na produção de náuplios e copepoditos em sedimentos com concentração subletais de HPAs.
Os metais, também presentes na bituca, apresentam sua toxicidade em organismos marinhos. Figuêredo (2013), por exemplo, avaliou em seu estudo a toxicidade dos metais zinco e níquel no organismo Mysidopsis juniae, que se mostrou muito sensível a exposição. Segundo Hagopian-Schlekat et. al. (2001), a exposição de copépodes bentônicos ao cobre, chumbo, níquel e zinco misturados resultou em uma toxicidade maior do que sozinhos. Isso se deve pela competição entre os metais por sítio de ligação (SANDERS, 1990), saturando os locais de ligação e deixando os metais mais tóxicos biodisponíveis para reações tóxicas (MASON & JENKINS, 1995). Já em Barka (2019), copépodes harpacticoides foram expostos a cobre, zinco, níquel, cádmio, mercúrio e prata em concentrações subletais em diferentes períodos e ocorreram mudanças citológicas no intestino médio e em células do ovário. Silva (2008) avaliou os efeitos de sedimentos contaminados com concentrações subletais de metais e HPAs e notou-se redução na alimentação do copépode harpaticoide Schizopera knabeni.
Além dos metais e dos HPAs, outros compostos químicos presentes na bituca de cigarro que merecem atenção nesta discussão são os pesticidas, utilizados na produção de tabaco (HOFFMANN, 1997; NOVOTNY, 2014). Segundo Staton et. al. (2002), o copépode harpacticoide Microarthridion littorale (Poppe) foi testado à exposição aguda a pesticidas na sobrevivência e composição genotípica, resultando em sobrevivência extremamente baixas nos tratamentos de 3ppt pesticidas até 36ppt. Thomas Chandler et. al. (2004) estudaram efeitos de um inseticida de fenilpirazol, avaliando a toxicidade aguda no desenvolvimento e reprodução do copépode harpacticoide estuarino Amphiascus
tenuiremis, resultando em atraso no desenvolvimento de machos e fêmeas entre o estágio
de copepodito a adulto. Além disso, o fipronil interrompeu a liberação dos ovos nas fêmeas ovadas, levando a 94% de falha na reprodução.
22 Ao comparar os presentes resultados com os obtidos por Lima (2020), é possível observa que o teste de toxicidade para avaliar o efeito do lixiviado da bituca de cigarro na reprodução do Nitokra sp. obteve resultados menos impactantes sobre o organismo do que os resultados populacionais. Desta forma, ao avaliar o efeito do lixiviado com o teste de população encontramos resultados mais preocupantes, visto que esse trabalho expôs os organismos em um tempo mais longo, maior do que o do teste de reprodução. Os efeitos na população, ou seja, mais de uma geração, são maiores quando comparados a testes em apenas uma geração.
Baseando-se em sua importância ecológica e na sua importante presença na cadeia alimentar (GEE, 1989; MCCALL e FLEEGER, 1993; LOTUFO E ABESSA, 2002) e conectando aos efeitos da exposição a químicos presentes na bituca de cigarro, é possível sugerir que impactos importantes de diminuição na população vistas nesse trabalho possam acarretar efeitos negativos em níveis de organização biológica superiores.
Nossos resultados sugerem que o lixiviado e os tóxicos podem afetar os sistemas bentônicos nos níveis populacionais e superiores, já que nos níveis inferiores obteve-se efeitos conhecidos preocupantes. Mais campanhas de conscientização ambiental se criem para diminuir o descarte incorreto do resíduo para evitar que esse chegue ao mar. Também é importante avaliar um saneamento mais eficaz para combater o lixo já existente, visto que apenas retirar o resíduo sólido do mar não é o suficiente devido à alta toxicidade do seu lixiviado.
5. CONCLUSÃO
Os resultados dos testes de exposição demonstraram efeito negativo na população do Nitokra sp., sendo avaliado uma diminuição significativa da população desde as concentrações mais baixas. O teste de população mostrou-se mais sensível do que o teste de reprodução por ser um ensaio mais longo com respostas mais ecológicas. Ao avaliar esses efeitos nesse organismo que contempla a base da cadeia trófica, podemos estimar que outros organismos que dependem desse copépode para seu ciclo de vida ocorrer normalmente pode ser afetado também, alterando não somente essa população, como grande parte do ecossistema.
23 REFERÊNCIAS
ABNT, N., 2017. 13373: Ecotoxicologia Aquática-Toxicidade Crônica-Método de Ensaio com Ceriodaphnia spp (Crustacea-Cladocera).
Anderson, M.J., 2014. Permutational multivariate analysis of variance (PERMANOVA). Wiley Statsref: Stat. Ref. Online 1–15. https://doi.org/10.1002/9781118445112. stat07841.
Agostini VO, Macedo AJ, Muxagata E, da Silva MV, Pinho GLL. Environ Sci Pollut Res Int. 2019 Sep;26(26):27112-27127. doi: 10.1007/s11356-019-05744-4.
Barroso, Hiléia dos Santos. Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) em organismos marinhos da Baía do Almirantado, Península Antártica. 2010. Tese (Doutorado em Oceanografia Química e Geológica) - Instituto Oceanográfico, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2010. doi:10.11606/T.21.2010.tde-27072011-111633. Acesso em 24 jul 2020.
Barka, S., & Cuoc, C., 2019. Cellular pathologies in heavy metal-exposed harpacticoid copepod Tigriopus brevicornis. Euro-Mediterranean Journal for Environmental Integration, 4(1). doi:10.1007/s41207-019-0109-x
Bergmann Filho, T.U. Avaliar a sensibilidade do copépodo bentônico Nitocra sp. à amônia. 2004. Trabalho de Conclusão do Curso (Ciências Biológicas) – Unida, São Paulo, 2004.
Bjornberg, T.S.K. Copepoda. In: Booltovskoy, D. Atlas del Zooplancton Del Atlantico Sudoccidental y metodos de trabajo com el zooplancton marino. Mar Del Plata: INIDEP, 1981. p. 587-679.
Carman, K. R., & Todaro, M. A., 1996. Influence of polycyclic aromatic hydrocarbons on the meiobenthic-copepod community of a Louisiana salt marsh. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 198(1), 37–54. doi:10.1016/0022-0981(95)00168-9
24 Costa, C.R., Olivi, P., Botta, C.M.R., Espindola, E.L.G., 2008. A toxicidade em ambientes aquáticos: discussão e métodos de avaliação. Química Nova 31, 1820–1830. https://doi.org/10.1590/S0100-40422008000700038
Donkin, P., Widdows, J., Evans, S. V., Worrall, C. M. and Carr, M. (1989) Quantitative structureactivity relationships for the effect of hydrophobic organic chemicals on rate of feeding by mussels (Mytilus edulis). Aquat. Toxicol., 14, 277-294.
Effects of food diversity on diatom selection by harpacticoid copepods. Marisa Wyckmans, Victor A. Chepurnov, Ann Vanreusel, Marleen De Troch. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 345 (2007) 119–128
Figuêiredo, L. P. de. Uso de Mysidopsis juniae na análise da toxicidade dos metais zinco e níquel. 2013. 82 f. Dissertação (Mestrado em Ciências Marinhas Tropicais) - Instituto de Ciências do Mar, Universidade Federa do Ceará, Fortaleza, 2013.
Feeding ecology of harpacticoid copepod species: Insights from stable isotopes analysis and fatty acid profiling. Thibaud Mascart; Marleen De Troch; François Remy; Gilles Lepoint. August 2014 Conference: 9th ISOECOL International Conference on Applications of Stable Isotope Techniques to Ecological Studies. Perth, Australia
Gee, J.M., 1989. An ecological and economic review of meiofauna as food for fish. Zool. J. Linn. Soc.,Vol. 96, pp. 243-261.
Geiger, J. G.: Ph,D. dissertation. Virginia Polytechnic Institute and State University, Blaeksburg, Virginia. 108 pp (1979).
Geiger J. G., A. L. BUIKEMA, OR., and J. CAIRNS, JR.: In J. G. Eaton, P. R. Parrish and A. C. Hendricks (eds.): Aquatic Toxieology, American Soeiety for Testing and Materials, Philadelphia (1980).
Geiger, J. G. and Buikema, A. L, 1981. Oxygen consumption and filtering rate of Daphnia pulex after exposure to water-soluble fractions of naphthalene, phenanthrene, No.2 fuel oil, and coaltar creosote. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 27, 783-789.
25 Giere, O., 2009, Meiobenthology. The Microscopic Motile Fauna of Aquatic Sediments. Berlin: Springer-Verlag. 527 p.
Hagopian-Schlekat, T., Chandler, G. ., & Shaw, T., 2001. Acute toxicity of five sediment-associated metals, individually and in a mixture, to the estuarine meiobenthic harpacticoid copepod Amphiascus tenuiremis. Marine Environmental Research, 51(3), 247– 264. doi:10.1016/s0141-1136(00)00102-1
Hicks, G.R.F., Coull, B.C., 1983. The ecology of marine meiobenthic harpacticoid copepods. Oceanogr. Mar. Biol. Annu. Rev. 21, 67–175
Hoffmann D, Hoffmann I., 1998. Cigars: health effects and trends. In: Smoking and tobacco control monograph no. 9. National Cancer Institute. NIH Pub. No. 98–4302, 1998. p. 55–104.
Hoffmann, D. H., Ilse., 1997. The Changing Cigarette, 1950-1995. Journal of Toxicology and Environmental Health, 50(4), 307–364. doi:10.1080/009841097160393
Integrating multiple lines of evidence of sediment quality in a tropical bay (Guanabara Bay, Brazil). Campos BG, Moreira LB, Pauly GFE, Cruz ACF, Monte CDN, Dias da Silva LI, Rodrigues APC, Machado W, Abessa DMS. Mar Pollut Bull. 2019 Sep;146:925-934. doi: 10.1016/j.marpolbul.2019.07.051
Is the microcosm approach using meiofauna community descriptors a suitable tool for ecotoxicological studies? Santos ACC, Choueri RB, de Figueiredo Eufrasio Pauly G, Abessa D, Gallucci F. Ecotoxicol Environ Saf. 2018 Jan;147:945-953. doi: 10.1016/j.ecoenv.2017.09.040.
Jeffrey, Clark T., Bunch, J. E., 1996. Quantitative Determination of Phenols in Mainstream Smoke with Solid-Phase Microextraction-Gas Chromatography—Selected Ion Monitoring Mass Spectrometry, Journal of Chromatographic Science, v.34, Jun. 1996, 272–275, https://doi.org/10.1093/chromsci/34.6.272
26 Karaconji B., 2005. Facts about nicotine toxicity. Arh Hig Rada Toksikol. 2005;56:363– 71.
Kennish, M. J., 1992. Polynuclear aromatic hydrocarbons. In Ecology of Estuaries: Anthropogenic effects. CRC Press, Bocca Raton, p. 133-181.
Kwok, K. W.H., Dur, G., Won, E., Lee, J., 2015. Copepods as References Species in Estuarine and Marine Waters. Aquatic Ecotoxicology. p. 281-300. http://dx.doi.org/10.1016/B978-0-12-800949-9.00012-7
Lima, C. F. Caracterização, particionamento e toxicidade de bitucas de cigarro em zona costeiras. 2020. 65f. Dissertação (Mestrado em Biodiversidade e Ecologia Marinha e Costeira) – Universidade Federal de São Paulo, Santos, 2020.
Lotufo, G. R., 1997. Toxicity of sediment-associated PAHs to an estuarine copepod: Effects on survival, feeding, reproduction and behavior. Marine Environmental Research, 44(2), 149–166. doi:10.1016/s0141-1136(96)00108-0
Lotufo, G.R.; Abessa, D.M.S. Testes de toxicidade com sedimento total e água intersticial estuarinos utilizando copépodos bentônicos. In: Nascimento, I.A.; Sousa, E.C.P.M.; Nipper, M.G. Métodos em ecotoxicologia marinha: aplicações no Brasil. São Paulo: Artes Gráficas, 2002. p. 151-162.
Mackay, J., Ericksen, M., 2002. The Tobacco Atlas. [S. l.]: World Health Organization.
Marty et al., 2017. Population‐relevant endpoints in the evaluation of endocrine‐active substances (EAS) for ecotoxicological hazard and risk assessment. v.13-2, 2017, p. 317-330.
Mason, A. Z., & Jenkins, K. D., 1995. Metal detoxification in aquatic organisms. In A. Tessier, & D. R. Turner, Metal speciation and bioavailability in aquatic systems (p. 479-608). New York: John Wiley
27 McCall, J.N., 1992. Source of harpacticoid copepods in the diet of juvenile starry flounder. Mar. Ecol. Prqq. Ser., Vol. 86, p. 41-50.
Moriwaki H, Kitajima S, Katahira K., 2009. Waste on the roadside, ‘poisute’ waste: its distribution and elution potential of pollutants into environment. Waste Manag. 2009;29:1192–7.
Natural and non-toxic products from Fabaceae Brazilian plants as a replacement for traditional antifouling biocides: an inhibition potential against initial biofouling.
Agostini VO, Macedo AJ, Muxagata E, da Silva MV, Pinho GLL. Environ Sci Pollut Res Int. 2019 Sep;26(26):27112-27127. doi: 10.1007/s11356-019-05744-4.
Nance, J. M., 1991. Effects of oil/gas field produced water on the macrobenthic community in a small gradient estuary. Hydrobiologia, 220(3), 189–204. doi:10.1007/bf00006575
Novotny TE, Hardin SN, Hovda LR, Novotny DJ, McLean MK, Khan S., 2011. Tobacco and cigarette butt consumption in humans and animals. Tob Control. 2011;20:i17–20. doi:10.1136/tc.2011.043489
Novotny, T.E.; Slaughter, E., 2014. Tobacco product waste: An environmental approach to reduce tobacco consumption. Curr Environ Health Rep., [S. l.], p. 208-216, 6 maio
2014. doi: 10.1007/s40572-014-0016-x. Disponível em:
https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC4129234/. Acesso em: 10 jan. 2021.
Novotny, T.E.; Lum, K.; Smith, E.; Wang, V.; Barnes, R., 2009. Cigarettes Butts and the Case for an Environmental Policy on Hazardous Cigarette Waste. Int. J. Environ. Res. Public Health 2009, 6, 1691-1705.
Ocean Conservancy. Food Wrappers Top List of Items Found on Beaches, Waterways Worldwide for First Time in More than Three Decades, Ocean Conservancy Report
Reveals. Ocean Conservancy, 2020. Disponível em:
https://oceanconservancy.org/news/food-wrappers-top-list-items-found-beaches-28 waterways-worldwide-first-time-three-decades-ocean-conservancy-report-reveals/. Acesso em: 10 jan. 2021.
OECD, 2019. OECD Guidelines for the Testing of Chermicals, Section 2. Effects on Biotic Systems. Disponível em <https://www.oecd-ilibrary.org/environment/oecd-guidelines-for-the-testing-of-chemicals-section-2-effects-on-biotic-systems_20745761>. Acesso em 28 jan 2021.
Paasivirta, J., Heinola, K., Humppi, T., Karjalainen, A., Knuutinen, J., Mäntykoski, K., Särkkä, J., 1985. Polychlorinated phenols, guaiacols and catechols in environment. Chemosphere, 14(5), 469–491. doi:10.1016/0045-6535(85)90241-3
Puls, J., Altaner, C., Saake, B., 2004. 4.3 Degradation and modification of celulose acetates by biological systems. Presented at the Macromolecular symposia, Wiley Online Library, pp. 239–254.
Ruppert, E.E; Fox, R.S.; Bbarnes, R.D. Zoologia dos invertebrados. 6. Ed. São Paulo: Editora Roca, 1996. 1088p.
Sanders, B. (1990). Stress proteins: potential as multi-tiered biomarkers. In J. F. McCarthy, & L. R. Shugart, Biomarkers of environmental contamination (pp. 165±191). Boca Raton, FL: CRC Press
Silva, S. J., Carman, K. R., Fleeger, J. W., Marshall, T., & Marlborough, S. J., 2008. Effects of Phenanthrene- and Metal-Contaminated Sediment on the Feeding Activity of the Harpacticoid Copepod, Schizopera knabeni. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 56(3), 434–441. doi:10.1007/s00244-008-9197-3
Simpson, S.L., Spadaro, D.A., 2011. Performance and sensitivity of rapid sublethal sediment toxicity tests with the amphipod Melita plumulosa and copepod Nitocra spinipes. Environmental Toxicology and Chemistry 30, 2326–2334. doi: https://doi.org/10.1002/etc.633
29 Sousa, E., Zaroni, L., Bergmann Filho, T., Marconato, L., KirschBaum, A., Gasparro, M., 2012. Acute sensitivity to Nitokra sp benthic copepod to potassium dichromate and ammonia chloride. Ecotoxicology and Environmental Contamination 7.
Souza Machado, A.A., Spencer, K., Kloas, W., Toffolon, M., Zarfl, C., 2016. Metal fate and effects in estuaries: a review and conceptual model for better understanding of toxicity. Science of the Total Environment 541, 268–281.
Staton, J. L., Schizas, N. V., Klosterhaus, S. L., Griffitt, R. J., Chandler, G. T., & Coull, B. C., 2002. Effect of salinity variation and pesticide exposure on an estuarine harpacticoid copepod, Microarthridion littorale (Poppe), in the southeastern US. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 278(2), 101–110. doi:10.1016/s0022-0981(02)00325-8
Thomas Chandler, G., Cary, T. L., Volz, D. C., Walse, S. S., Ferry, J. L., & Klosterhaus, S. L., 2004. Fipronil effects on estuarine copepod (Aphiascus tenuiremis) development, fertility, and reproduction: a rapid life-cycle assay in 96-well microplate format. Environmental Toxicology and Chemistry, 23(1), 117. doi:10.1897/03-124
Use of an Integrated Geochemical and Ecotoxicological Approach to Evaluate Sediment Metal Contamination in Three Protected Estuarine Areas Along the Coast of São Paulo State, Brazil. Capparelli MV, McNamara JC, Araujo GS, Cruz ACF, Abessa DMS. Bull Environ Contam Toxicol. 2021 Jan 3. doi: 10.1007/s00128-020-03076-5.
